Universidade Nova de Lisboa
Faculdade de Ciências e Tecnologia
Grupo de Disciplinas Ecologia da Hidrosfera
Digestão Anaeróbia de Biomassa utilizando como substrato
Cynara cardunculus L.
Por
Ivo Miguel Delgado Bandeira Oliveira
Dissertação apresentada na Faculdade de Ciências e Tecnologia da Universidade Nova
Lisboa para a obtenção de grau de Mestre em Bioenergia
Orientadores: Benilde Mendes/Elizabeth Almeida Duarte/Jorge Gominho
Lisboa
2009
2
À
Alicia
por
todo
o
apoio,
carinho
e
paciência
especialmente nos momentos mais difíceis.
3
4
Agradecimentos
A realização deste trabalho só foi possível mediante a colaboração e apoio de
diversas pessoas pertencentes a Faculdade de Ciências e Tecnologia (FCT-UNL),
Instituto Superior de Agronomia (ISA) e Laboratório Nacional de Energia e
Geologia (LNEG).
Devo agradecer acima de tudo aos professores co-orientadores Elisabeth Duarte
e Jorge Gominho por me terem recebido como mestrando no ISA. Agradeço a
Professora Benilde Mendes pelo apoio demonstrado na fase final do trabalho
escrito e ao Departamento de disciplinas da Ecologia da Hidrosfera por ter
disponibilizado o kit de amostragem de gás.
Durante a realização do trabalho devo agradecer a todas as pessoas que
trabalham nos laboratórios de Química e de Engenharia Florestal do ISA
especialmente aqueles que durante a primeira fase do trabalho me ajudaram a
aprender e a aperfeiçoar métodos e técnicas de laboratório tais, o Domingos
Figueiredo
e
a
Joaquina.
Outras
pessoas
também
presentes,
não
tão
participativas no trabalho mas que contribuíram pelo seu conhecimento,
experiência e colaboração em pontos cruciais como o Carlos Fonseca e a Lurdes
Moreira.
Durante a realização do trabalho prático houve uma particular colaboração da
parte do LNEG. Esta colaboração deveu-se sobretudo a pessoas de grande
experiência e disponibilidade a quem devo agradecer, o Professor Santino
Berardino e a Engenheira Lurdes Barbosa, e que permitiram a realização das
análises em cromatografia gasosa e a Engenheira Manuela Lageiro pela sua
disponibilidade e conhecimento necessários para a realização do pré-tratamento
enzimático e análises em HPLC.
5
6
I.
Resumo
A digestão anaeróbia é um processo industrial associado ao tratamento de
resíduos e efluentes orgânicos com diversas vantagens ambientais e energéticas
face a outras formas de tratamento. Esta tecnologia tem vindo a adquirir outra
finalidade que não visa somente o tratamento desses resíduos mas sobretudo o
interesse na produção de biometano como biocombustível. É com esta finalidade
que surge a digestão anaeróbia de biomassa e/ou culturas energéticas.
A Cynara cardunculus L. é uma cultura de elevada produtividade biomássica
actualmente utilizada na produção de bioenergia - as sementes na produção de
biodiesel e o restante da biomassa aérea como combustível sólido em centrais de
biomassa. Contudo, o interesse da sua utilização na produção de biometano
nunca foi investigado.
Este trabalho tem o objectivo de apresentar os primeiros resultados de
produtividade específica de biogás e metano obtidos com os caules desta cultura.
Com este objectivo foram realizados diversos ensaios de digestão anaeróbia em
regime descontínuo de modo a estudar a influência da razão inóculo/substrato
(I/S) expressa em (ml I/ gSV S) e de diversos tipos de pré-tratamentos
(mecânicos, térmicos, químicos e enzimáticos) na produtividade de biogás e
metano.
Verificou-se
que
a
produtividade
mínima
de
metano
é
de
aproximadamente 0,3 l/g SV, contudo é possível de aumentar esta produtividade
dependendo do pré-tratamento seleccionado.
7
8
II.
Abstract
Anaerobic digestion is an industrial process applied to organic wastes treatment
with several environmental and energetic advantages over other forms of
treatment. In addition to the organic wastes treatment there is an emerging
interest in the production of biomethane as a biocombustible through anaerobic
digestion of biomass and / or energy crops.
Cynara cardunculus L. is a crop whith high biomass yields used in the production
of bioenergy- seeds for biodiesel production and the remaining biomass as a solid
fuel in biomass plants. However, the interest in their use in the production of
biomethane has never been investigated. This work aims to present the first
results of specific biogas and methane yield of Cynara stalks. For this purpose
several batch anaerobic digestion experiments were performed to study the
influence of the ratio inoculums/substrate (I/S) expressed in (I ml / g SV S) and
different pre-treatments (mechanical, thermal, chemical and enzymatic) on
specific biogas and methane yields. It was found that the minimum of methane
yield achieved is at least 0,3 l / g SV but it is possible to increase this
productivity depending on the pretreatment selected.
9
10
AFEX- Explosão da Fibra com Amónio
AGV/Alk – Relação entre Ácidos Gordos Voláteis e Alcalinidade
AGVs – Ácidos Gordos Voláteis
ARP- Recirculação com Amónio
ATP – Adenosina Trifosfato
C/N – Relação entre Carbono (C) e Azoto (N)
C/P – Relação entre Carbono (C) e Fósforo (P)
CBM- Centro activo de ligação ao Hidratos de carbono
CBO – Carência Biológica em Oxigénio
CQO – Carência Química em Oxigénio
CSTR – Reactor Continuo de Mistura completa
DA – Digestão Anaeróbia
DDGS- Grãos secos de destilaria com solúveis
ETAR- Estação de Tratamento de Aguas Residuais
GEE- Gases de Efeito de Estufa
I/S- Razão entre Inóculo (em unidades de volume) e Substrato (em unidades de
massa relativo ao conteúdo em Sólidos Voláteis)
ISA- Instituto Superior de Agronomia
LCC- Complexo Lenhina-Hidratos de carbono
LNEG- Laboratório Nacional de Energia e Geologia
MF- Matéria Fresca
MS- Matéria Seca
NAD+ e NADH – Dinucleótido de nicotinamida-adenina (estado oxidado e
reduzido respectivamente)
ST- Sólidos Totais
SV- Sólidos Voláteis
TRH – Tempo de Retenção Hidráulico
TRS – Tempo de Retenção de Sólidos
11
12
Índice de conteúdos
I.
Resumo ...............................................................................................7
II.
1
Abstract ............................................................................................9
Introdução ......................................................................................... 23
1.1
Digestão Anaeróbia ........................................................................ 23
1.1.1
Processo biológico .................................................................... 28
1.1.1.1
Hidrólise e Fermentação ...................................................... 29
1.1.1.2
Oxidação de compostos orgânicos intermédios ....................... 32
1.1.1.3
Metanogénese .................................................................... 33
1.1.1.4
Importância do hidrogénio no equilíbrio da digestão anaeróbia . 35
1.1.2
Factores de inibição versus optimização do processo biológico da
digestão anaeróbia .............................................................................. 36
1.2
1.1.2.1
Macro e micro-nutrientes ..................................................... 38
1.1.2.2
Relação C/N ....................................................................... 40
1.1.2.3
Concentração de AGVs versus Alcalinidade ............................ 42
1.1.2.4
Concentração de Azoto Amoniacal ........................................ 44
1.1.2.5
Temperatura do processo .................................................... 46
1.1.2.6
Metais alcalinos e alcalino terrosos ....................................... 47
Digestão Anaeróbia de Biomassa ..................................................... 49
1.2.1
Produção de Biomassa (Fase I) .................................................. 52
1.2.1.1
Efeito do período e frequência de colheita .............................. 53
1.2.2
Armazenamento e conservação após colheita (Fase II) ................. 55
1.2.3
Composição do substrato versus fermentação (Fase III) ............... 56
1.3
1.2.3.1
Composição da biomassa lenhocelulosica ............................... 58
1.2.3.2
Formas de solubilizar os hidratos de carbono estruturais ......... 66
1.2.3.3
Tecnologia do reactor utilizado para a digestão de biomassa .... 74
Características da cultura Cynara cardunculus L. e sua utilização ......... 79
1.3.1
Pratica cultural e custos associados ............................................ 81
1.3.2
Utilizações da cultura e sua importância ...................................... 83
13
1.4
2
Objectivos do trabalho.................................................................... 87
Material e Métodos .............................................................................. 89
2.1
Fase A .......................................................................................... 89
2.1.1
Processamento e preparação dos caules de Cynara ...................... 89
2.1.2
Inóculos .................................................................................. 91
2.2
Fase B .......................................................................................... 93
2.2.1
Origem do Inóculo .................................................................... 93
2.2.2
Ensaios Exploratórios de Digestão Anaeróbia ............................... 93
2.3
Fase C .......................................................................................... 97
2.3.1
Ensaio Final ............................................................................. 98
2.3.2
Ensaios em paralelo .................................................................. 98
2.4
Métodos ..................................................................................... 101
2.4.1
3
Descrição dos Métodos Utilizados ............................................. 104
2.4.1.1
Determinação da celulose e hemiceluloses ........................... 104
2.4.1.2
Lenhina ........................................................................... 104
2.4.1.3
Hidratos de carbono .......................................................... 105
2.4.1.4
Extractivos....................................................................... 105
2.4.1.5
Determinação dos Ácidos Gordos Voláteis e Alcalinidade ........ 106
2.4.1.6
Determinação do conteúdo em Azoto .................................. 106
2.4.1.7
Determinação do conteúdo em carbono ............................... 107
2.4.1.8
Reactores utilizados para os ensaios de Digestão Anaeróbia ... 108
Análise dos Resultados e Discussão ..................................................... 115
3.1
Fase A ........................................................................................ 115
3.1.1
Processamento e preparação dos caules .................................... 115
3.1.2
Caracterização Química dos caules de Cynara ............................ 115
3.2
Fase B ........................................................................................ 119
3.2.1
Origem do Inóculo .................................................................. 119
3.2.2
Ensaios exploratórios de DA .................................................... 121
3.2.2.1
14
Ensaio A .......................................................................... 121
3.2.2.2
3.3
Ensaio B .......................................................................... 123
Fase C ........................................................................................ 127
3.3.1
Ensaio I ................................................................................ 127
3.3.2
Ensaio II ............................................................................... 133
3.3.3
Ensaio III .............................................................................. 137
3.3.4
Ensaio Final ........................................................................... 141
3.3.5
Ensaios em Paralelo ............................................................... 146
3.3.5.1
Tratamento mecânico ....................................................... 146
3.3.5.2
Tratamento enzimático ...................................................... 147
4
Conclusões ....................................................................................... 153
5
Futuros trabalhos de investigação ....................................................... 157
6
Bibliografia ....................................................................................... 159
6.1
7
Referências electrónicas ............................................................... 168
Anexos ............................................................................................ 171
Índice de Figuras
Figura 1.1- Esquema genérico do ciclo do carbono (Adaptado de Chynoweth,
1987) ...................................................................................................... 23
Figura 1.2- Evolução do consumo dos combustíveis gasosos na rede de
transportes da Suécia (adaptado de IEA, 2007) ............................................ 27
Figura 1.3- Esquema genérico da degradação da Matéria Orgânica por digestão
anaeróbia (adaptado de Santino, 2006; Duarte, 1991; Chynoweth, 1987) ....... 29
Figura 1.4- Efeito da adição de micro-nutrientes na degradação dos AGVs
provenientes da fermentação do Pasto (Napiergrass) (Adaptado de Boone, 1993)
.............................................................................................................. 39
Figura 1.5- Efeito do pH e a alcalinidade do meio na concentração de CO2 (LueHing, 1998) ............................................................................................. 44
Figura 1.6- Fases do processo e variáveis associadas a produção de biogás
utilizando biomassa como substrato (adaptado de Amon, 2006) ..................... 51
Figura 1.7- Unidades básicas da molécula de celulose (adaptado de SIGMA,
2009) ...................................................................................................... 60
Figura 1.8- Estrutura simplificada de uma fibra vegetal: a) Parede celular;
b)Macro-Fibrilas, c)Micro-fibrilas, d)micelas (adaptado de Magenta, 2009) ....... 60
15
Figura 1.9- Parede celular (Magenta, 2009) ................................................. 61
Figura 1.10- Unidades de Xilose constituindo o Xilano (adaptado de SIGMA,
2009) ...................................................................................................... 63
Figura 1.11- Cadeia parcial da hemicelulose denominada por 4-O-MetilGlucuronoxilano (Adaptado de Rowell, 2005)................................................ 63
Figura 1.12- Estrutura de um monolignol: 1) p-coumaril, 2) coniferil e 3)álcoois
sinapil (Buranov, 2008) ............................................................................. 64
Figura 1.13- Complexo formado entre as unidades de Lenhina e os Hidratos de
Carbono (Adaptado de Buranov, 2008) ........................................................ 64
Figura 1.14- Exemplo de uma cadeia parcial de Pectina de α-1,4- acido Dgalacturonico com um grupo oxido de Metil (KJEMI, 2009) ............................. 65
Figura 1.15- Estrutura parcial da amilopectina (adaptado de NREL, 2009) ........ 65
Figura 1.16- Sistema de duas fases: na direita reactor anaeróbio ascensional
(Leach-bed) com circulação do lixiviado para um reactor de alta carga
(Esquerda) (adaptado de ATB, 2009) .......................................................... 76
Figura 2.1- Sequência do processamento e preparação das amostras .............. 89
Figura 2.2- Caules Cynara durante o ciclo (direita) no campo BioEnergISA e
caules recolhidos no final do ciclo (esquerda) ............................................... 90
Figura 2.3- Corte inicial dos caules em fracções de 2 cm de largura ................ 90
Figura 2.4- 1ª Moagem (utilizando o moinho referenciado e a malha 10,0 mm) 90
Figura 2.5- 2ª Moagem (utilizando o moinho referenciado e a malha 1,10 mm) 91
Figura 2.6- Crivagem do material proveniente da 2ª moagem (obtenção das
fracções na figura da esquerda: 40, 40-60, 60-80 e 80 Mesh) ........................ 91
Figura 2.7- Monitorização em continuo do pH e temperatura dos digestores
anaeróbios (A e B) .................................................................................... 92
Figura
2.8-
Sequência
de
passos
adoptada
na
realização
dos
ensaios
exploratórios ............................................................................................ 94
Figura 2.9- Sequência de passos adoptada para a realização da Fase C ........... 97
Figura
2.10-
Granulometrias
utilizadas
no
ensaio
(da
esquerda
para
a
direita:2mm, 40 Mesh, 40-60 Mesh, 60-80 Mesh e 80 Mesh) .......................... 99
Figura 2.11- Esquema de montagem utilizado no Ensaio A (A- garrafas de vidro
de 400 ml, B- provetas de 500 ml, C- tampas (de balões volumétricos)
previamente perfuradas, D- banho maria à temperatura entre 37-42 ºC (banho
termostatizado de um rotavapor), E- recipiente com água como base das
provetas, F- tubos flexíveis constituídos por polietileno, G- elásticos como fixação
das provetas a base) ............................................................................... 109
16
Figura 2.12- Montagem do sistema descontínuo de 300 ml adoptado para a
realização dos ensaios durante a Fase C (A- garrafas de vidro de 500 ml, Bprovetas de 500 ml, C- tampas de “borracha” perfuradas, D- ponto de
amostragem de gás, E- fixação do tubo no interior da proveta, F-tubos de
polietileno de 1m e 1,6 m, G-6 sacos TEDLAR de 500 ml, H- fixação e suporte
das provetas, I- recipiente com água como base para a colocação das Provetas,
J- banho maria a temperatura 35-37 ºC) ................................................... 111
Figura 2.13- Esquema geral da montagem utilizada no ensaio B (Z- manta
eléctrica de aquecimento e regulador da temperatura) ................................ 112
Figura 2.14- Montagem base para cada reactor: 1- agitador; 2- válvula para
retirar amostras de biogás; 3- veio vertical de agitação; 4- saída de biogás; 5proveta para contabilização do volume de biogás ........................................ 113
Figura 3.1- Volume diário e acumulado de biogás para o ensaio referente ao
inóculo de ETAR (A1 reactor controlo; A2 reactor com substrato) .................. 119
Figura 3.2- Volume diário e acumulado de biogás referente ao ensaio com o
inóculo de chorume (B1 reactor controlo; B2 reactor com substrato) ............. 120
Figura 3.3- Volume acumulado e diário de biogás para o Ensaio A (razões I/S:
Reactor 1 igual a 116,1 ml I/g SV S; Reactor 2 igual a 58,2 ml I/g SV S; Reactor
3 igual a 38,9 ml I/g SV S) ...................................................................... 122
Figura 3.4- Produção acumulada e diária de biogás (Reactor 1- Substrato prétratado; Reactor 2- Substrato não tratado) .............................................. 125
Figura 3.5- Volume acumulado de biogás durante o Ensaio I (Razões I/S:
reactor 1- 349,8 ml I/g SV S; reactor 2- 174,2 ml I/g SV S; reactor 3- 116,1 ml
I/g SV S; reactor 4- 87,5 ml I/g SV S; reactor 5- 69,7 ml I/g SV S) ............ 129
Figura 3.6- Volume diário de biogás durante o Ensaio I (Razões I/S: reactor 1349,8 ml I/g SV S; reactor 2- 174,2 ml I/g SV S; reactor 3- 116,1 ml I/g SV S;
reactor 4- 87,5 ml I/g SV S; reactor 5- 69,7 ml I/g SV S) ........................... 129
Figura 3.7- Volume acumulado de biogás durante o ensaio Y (Razões I/S:
reactor 1- 58,2 ml I/g SV S; reactor 2- 50,0 ml I/g SV S; reactor 3- 43,7 ml I/g
SV S; reactor 4- 38,9 ml I/g SV S; reactor 5- 69,7 ml I/g SV S) .................. 130
Figura 3.8- Volume diário de biogás durante o ensaio Y (Razões I/S: reactor 158,2 ml I/g SV S; reactor 2- 50,0 ml I/g SV S; reactor 3- 43,7 ml I/g SV S;
reactor 4- 38,9 ml I/g SV S; reactor 5- 69,7 ml I/g SV S) ........................... 130
Figura 3.9- Volume diário e acumulado de biogás durante o Ensaio Z (Razões
I/S: reactor 4- 35,0 ml I/g SV S; reactor 5- 69,7 ml I/g SV S) ................... 131
17
Figura 3.10- Efeito do tempo de reacção da hidrólise térmica na solubilização de
carbono ................................................................................................. 134
Figura 3.11- Efeito do tempo de reacção de hidrólise térmica na relação de C/N e
CQO/N................................................................................................... 134
Figura 3.12- Efeito do tempo de reacção da hidrólise térmica na libertação de
azoto ..................................................................................................... 135
Figura 3.13- Volume diário de biogás produzido para o Ensaio II (Reactor 1substrato pré-tratado 10 min; Reactor 2- Substrato pré-tratado 15 min; Reactor
3- Substrato pré-tratado 20 min; Reactor 4 Subsatrato pré-tratado 30 min;
Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento)................................................. 135
Figura 3.14- Volume acumulado de biogás produzido para o Ensaio II (Reactor 1substrato pré-tratado 10 min; Reactor 2- Substrato pré-tratado 15 min; Reactor
3- Substrato pré-tratado 20 min; Reactor 4 Subsatrato pré-tratado 30 min;
Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento)................................................. 136
Figura 3.15- Solubilização do carbono para diferentes reagentes quimicos após
pré-tratamento termo químico .................................................................. 137
Figura 3.16- Volume diário produzido durante o ensaio III (Reactor 1- substrato
pré-tratado com NAOH; Reactor 2- Substrato pré-tratado com NH3(aq) ; Reactor
3- Substrato pré-tratado com HNO3-; Reactor 4- Subsatrato pré-tratado com
CH3COOH; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento) ................................. 138
Figura 3.17- Volume acumulado de biogás durante o ensaio III (Reactor 1substrato pré-tratado com NAOH; Reactor 2- Substrato pré-tratado com NH3(aq) ;
Reactor 3- Substrato pré-tratado com HNO3-; Reactor 4- Subsatrato pré-tratado
com CH3COOH; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento) .......................... 138
Figura 3.18- Carbono solubilizado não degradado (Reactor 1- substrato prétratado com NAOH; Reactor 2- Substrato pré-tratado com NH3(aq) ; Reactor 3Substrato pré-tratado com HNO3-; Reactor 4- Subsatrato pré-tratado com
CH3COOH; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento) ................................. 140
Figura 3.19- Aspecto da mistura no interior do reactor 1 no final do ensaio
(Substrato sujeito a pré-tratamento) ......................................................... 142
Figura 3.20- Aspecto da mistura no interior do reactor 2 no final do ensaio
(Substrato sem pré-tratamento) ............................................................... 143
Figura 3.21- Volume de biogás diário e acumulado para o ensaio final (Reactor 1Substrato pré-tratado; Reactor 2- Substrato não tratado) ............................ 143
Figura 3.22- Conteúdo em metano e dióxido de carbono para o reactor 1 ...... 145
18
Figura 3.23- Volume diário de biogás (Reactor 1- partículas de 2mm; Reactor 2partículas de 40 Mesh; Reactor 3- partículas de 40-60 Mesh; Reactor 4partículas de 60-80 Mesh; Reactor 5- partículas de 80 Mesh) ....................... 146
Figura 3.24- Volume acumulado de biogás (Reactor 1- partículas de 2mm;
Reactor 2- partículas de 40 Mesh; Reactor 3- partículas de 40-60 Mesh; Reactor
4- partículas de 60-80 Mesh; Reactor 5- partículas de 80 Mesh) ................... 146
Figura 3.25- Efeito do pré-tratamento enzimático na disponibilização de Glucose
e xilose ................................................................................................. 148
Figura 3.26- Volume diário para o ensaio de digestão anaeróbia (Reactor 1substrato com pré-tratamento enzimático a 48h; Reactor 2- subatrato com prétratamento enzimático a 60h; Reactor 3- substrato sem pré-tratamento
enzimático apenas adição de enzimas ao reactor; Reactor 5- Substrato sem prétratamento enzimático e sem adição de enzimas) ....................................... 149
Figura 3.27- Volume acumulado para o ensaio de digestão anaeróbia (Reactor 1substrato com pré-tratamento enzimático a 48h; Reactor 2- subatrato com prétratamento enzimático a 60h; Reactor 3- substrato sem pré-tratamento
enzimático apenas adição de enzimas ao reactor; Reactor 5- Substrato sem prétratamento enzimático e sem adição de enzimas) ....................................... 149
Índice de Tabelas
Tabela 1-1–Número de instalações de digestores e energia produzida em alguns
países da Europa, adaptado (IEA, 2007; Barométre du biogaz, 2006; add-nett,
2005) ...................................................................................................... 26
Tabela 1-2- Energia libertada versus hidrogénio produzido (adaptado de Santino,
2006) ...................................................................................................... 31
Tabela 1-3- Razões de nutrientes presentes em vários substratos orgânicos
(Adaptado de Chynoweth, 1987) ................................................................ 41
Tabela 1-4- Efeito da concentração de azoto amoniacal (Santino, 2006) .......... 46
Tabela 1-5- Efeito da concentração dos catiões metálicos na digestão anaeróbia
(Santino, 2006) ........................................................................................ 47
Tabela
1-6-
Potencial de
metano
e
energético
para
diferentes
culturas
energéticas e resíduos de culturas (adaptado de: Lehtomäki, 2006; Gunaseelan,
1997 e 2008; Chynoweth, 1985; Amon, 2007) ............................................. 52
Tabela 1-7- Exemplo do efeito do período de colheita na produtividade de
metano (Adaptado de: Lehtomäki, 2006 e Amon, 2007) ................................ 54
Tabela 1-8- Efeito da redução das partículas de várias culturas lenhocelulosicas
no potencial de metano (adaptado de Lehtomäki, 2006; Mshandete, 2005b) .... 66
19
Tabela 1-9- Exemplo do efeito da remoção de hemiceluloses e sua comparação
entre tratamentos térmicos com água (200 ºC; 10 min) em sistemas
descontínuos e contínuos (Adaptado de Yang, 2008) .................................... 70
Tabela 1-10- Exemplo do efeito de vários pré-tratamentos no material
lenhocelulosico (adaptado de Hendriks, 2009) .............................................. 71
Tabela 1-11- Composição química dos componentes lenhocelulosicos de Cynara
cardunculus L. em % de MS (adaptado de 1- Gominho, 2001;2- Gominho, 2008,
3- Pereira, 1994, 4- Ballesteros, 2008) ........................................................ 80
Tabela 1-12- Composição da forragem verde de Cynara cardunculus L. durante o
inverno e o efeito do corte durante o Inverno na redução da produtividade final
(adaptado de Jesús Fernández, 2006) ......................................................... 83
Tabela 2-1- Procedimento adoptado para preparação do ensaio ...................... 93
Tabela 2-2- Procedimento utilizado no ensaio A de 300 ml e B de 2000 ml
(adaptado de Gunaseelan 1995) ................................................................. 93
Tabela 2-3- Metodologia utilizada em cada ensaio ......................................... 97
Tabela 2-4-Procedimento utilizado na realização do pré-tratamento enzimático 99
Tabela 2-5- Parâmetros e respectivos Métodos utilizados durante o trabalho
prático ................................................................................................... 101
Tabela 2-6 Equipamentos utilizados ao longo do trabalho prático .................. 102
Tabela 3-1- Caracterização física do material processado ............................. 115
Tabela 3-2- Composição química dos caules de Cynara ................................ 116
Tabela 3-3- Composição mineral e conteúdo em carbono e azoto dos caules de
Cynara .................................................................................................. 117
Tabela
3-4-Caracterização
dos
inóculos
de
ETAR
e
chorume
(valores
arredondados) ........................................................................................ 119
Tabela 3-5- Caracterização do novo inóculo de chorumes............................. 121
Tabela 3-6- Características do Inóculo para o Ensaio A ................................ 122
Tabela 3-7- Produtividade especifica de biogás, pH, AGVs e alcalinidade no final
do Ensaio A ............................................................................................ 123
Tabela 3-8- Caracterização dos constituintes antes e depois do ensaio .......... 124
Tabela 3-9- Produtividades especificas de biogás e CH4 e conteúdo em metano e
dióxido de carbono durante o ensaio B ...................................................... 126
Tabela 3-10- Razões de I/S utilizadas em três diferentes ensaios: Ensaio I,
Ensaio Y e Ensaio Z ................................................................................. 127
Tabela 3-11- Características dos Ensaios em termos de ST e SV ................... 128
20
Tabela 3-12- Características do inóculo (pH e temperatura) no momento de dos
digestores (A-B) ..................................................................................... 128
Tabela 3-13- Valor de pH final para os Ensaios Y e Z ................................... 131
Tabela 3-14- Produtividade especifica de biogás e conteúdo em CH4 e CO2 para
as várias razões de I/S ............................................................................ 132
Tabela 3-15- Razão de C/N e CQObruto/N para diferentes razões de I/S (Ensaio I)
............................................................................................................ 133
Tabela 3-16- Observações finais do Ensaio II ............................................. 136
Tabela 3-17- Características do conteúdo de cada reactor no inicio e final do
ensaio III............................................................................................... 139
Tabela 3-18- Conteúdo em nitratos antes e depois do ensaio ....................... 140
Tabela 3-19- Conteúdo em AGVs utilizando cromatografia gasosa................. 141
Tabela 3-20- Comparação da determinação de ST e SV utilizando pipeta e copo
(Reactor 1- substrato pré-tratado; Reactor 2- substrato não tratado)............ 142
Tabela 3-21-Resultados obtidos para o Ensaio Final .................................... 144
Tabela 3-22- Produtividade especifica de biogás e conteúdo em metano e dióxido
de carbono............................................................................................. 147
Tabela 3-23- Parâmetros determinados no inicio e final do ensaio de DA ....... 150
21
22
1 Introdução
Este capítulo encontra-se dividido em 3 subcapítulos principais: 1.1- Digestão
Anaeróbia, 1.2- Digestão Anaeróbia de Biomassa e 1.3- Características da cultura
Cynara cardunculus L.
O objectivo desta primeira parte do trabalho é apresentar o estado da arte
relacionado com cada um dos subcapítulos referidos e realçar os conhecimentos
teóricos subjacentes à realização do trabalho prático. Como se indica pelo título
do trabalho este baseia-se na utilização da biomassa do cardo como substrato da
digestão anaeróbia (DA) para a produção de biogás. Este capítulo permite
resumir a maioria dos conceitos teóricos em que se baseia o processo da
digestão anaeróbia e, em particular, o estado da arte no que se refere à
utilização
deste
processo
como
fonte
de
energia
utilizando
biomassa
lenhocelulosica como substrato. No último capítulo é dado ênfase à cultura de
Cynara cardunculus L. nomeadamente no que se refere a suas características
como cultura e importância na região do Mediterrâneo.
1.1 Digestão Anaeróbia
Normalmente a tecnologia da digestão anaeróbia, com a subsequente produção
de biogás, está associada ao tratamento de resíduos apresentando diversas
vantagens relativamente a outro tipo de tecnologias de tratamentos como é o
caso do tratamento aeróbio, Figura 1.1 (Chynoweth, 1987).
Figura 1.1- Esquema genérico do ciclo do carbono (Adaptado de Chynoweth, 1987)
23
Durante o metabolismo das bactérias anaeróbias a maior parte da energia
química contida nos substratos é convertida em metano e dióxido de carbono,
pelo contrário no metabolismo das bactérias e organismos aeróbios a maior parte
da energia contida nestes substratos é perdida na respiração através da oxidação
formando dióxido de carbono e água, verificando-se igualmente uma maior
produção de células de bactérias ou seja maior produção de biomassa (lama)
(Chynoweth, 1987).
Como complemento ao ciclo de carbono a digestão anaeróbia surge também
como uma tecnologia bastante importante na regulação e equilíbrio do ciclo de
outros nutrientes nomeadamente o ciclo do azoto (N). O ciclo do azoto que
aparece também interligado com o ciclo do carbono, por exemplo, de modo a
aumentar a capacidade de fotossíntese das plantas e consequente captura ou
sequestro de carbono (CO2) é necessária uma maior a quantidade de azoto. No
entanto apesar de o azoto ser o principal elemento na atmosfera este apenas é
assimilado pelas plantas sob a forma de nitratos (NO3-) ou ião amónia (NH4+),
formas que apenas são produzidas a partir de processos como: a fixação e a
nitrificação.
Na agricultura, dependendo da qualidade do solo, diversos métodos são
utilizados de modo a aumentar esta disponibilidade de N para as plantas tais
como a incorporação de matéria orgânica, como chorumes, ureia e fertilizantes
sintéticos. Contudo não havendo um balanço prévio das características do solo
em termos de capacidade de fixação de azoto e qual o seu limite, na maior parte
das situações ocorre uma incorporação de matéria orgânica/fertilizantes em
excesso que leva consequentemente a uma maior perda por lixiviação,
volatilização e desnitrificação. A volatilização e lixiviação contribuem para a
contaminação
das
águas
subterrâneas
podendo
levar
a
fenómenos
de
eutrofização (em lagos, rios e zonas costeiras), a desnitrificação contribui para a
contaminação da atmosfera por N2O (gás de efeito de estufa - GEE). Por
exemplo, na Alemanha verificou-se que a agricultura contribui com cerca de 67,4
% de N2O e 95,4% de NH4+ em termos de carga poluente (Möller, 2009).
De acordo com Möller (2009) e Prochnow (2009) verifica-se que a tecnologia da
digestão anaeróbia, com a aplicação do digerido como fertilizante dos solos, tem
o potencial de influenciar directamente ou indirectamente os processos de
desnitrificação, volatilização do amoníaco e lixiviação de nitratos e amónia,
24
conduzindo a um maior equilíbrio e maior disponibilização de azoto para a planta,
face à aplicação de chorume e de outros fertilizantes.
A digestão anaeróbia apresenta assim algumas vantagens ambientais quando se
associa esta tecnologia a outras actividades como é o caso da Agricultura. Os
subprodutos do processo da digestão anaeróbia (lama e efluentes digeridos)
podem substituir os fertilizantes de síntese com vantagens económicas e
energéticas e ambientais (Yiridoe, 2009).
Verifica-se que o investimento nesta tecnologia tem crescido consideravelmente
em alguns países devido a sua versatilidade, como é o caso de sistemas
aplicados
em
países
subdesenvolvidos
como
a
Índia
e
China
ou
mais
recentemente de sistemas utilizados por países desenvolvidos como a Alemanha
e Suécia.
Mais de metade da população mundial vive em países subdesenvolvidos e pelo
menos metade vive em zonas rurais onde o PIB (Produto Interno Bruto) pode
alcançar os 100$ EUA por ano (Seiffert, 2008). A importância e o interesse da
tecnologia de biogás neste tipo de países é claro em diversas publicações. Por
exemplo Seiffert (2008) salienta a importância da substituição das importações
de gás natural no Chile, proveniente da Argentina, pela produção de biometano.
A perspectiva de Jingura (2009) e Misi (2001) é a da utilização da digestão
anaeróbia e produção de biogás através da co-digestão de diferentes resíduos no
Zimbabwe.
A
utilização
do
biogás
é
uma
realidade
bastante
presente
na
Índia,
contabilizando-se cerca de 4 milhões de digestores familiares de biogás
(Chanakya,
2009).
Prevê-se
que
este
número
venha
a
aumentar
consideravelmente, por exemplo Yadvika (2004) refere a possibilidade de
construção de mais de 12 milhões de plantas de biogás se se utilizar apenas 1/3
do chorume proveniente da criação de gado, ou recentemente Urban (2009) que
analisa diferentes cenários para o sistema de electrificação rural na Índia para o
período 2005-2030, e conclui que os sistemas de electrificação rural, com base
na adopção de sistemas de energia renovável (forno de biogás, forno solar, etc.)
podem reduzir cerca de 99% das emissões totais de CO2 das habitações que
utilizam a lenha normalmente como combustível. Katuwal (2009) dá ênfase ao
benefício na saúde humana e os impactes económicos com essa mesma
substituição. Situações idênticas verificam-se também pelo continente africano
25
em particular na África do Sul onde aproximadamente 310 mil casas rurais entre
2007 e 2008 começaram a utilizar energia proveniente do biogás (Austin, 2007).
Na Europa a produção de biogás está localizada sobretudo em 4 países:
Alemanha, Suécia, Dinamarca e Áustria, contudo verifica-se a sua produção um
pouco por toda a Europa. Na Tabela 1-1 é apresentado o número de instalações e
a energia produzida e contabilizada no final do ano de 2006, nos principais
países Europeus.
Tabela 1-1–Número de instalações de digestores e energia produzida em alguns países da Europa,
adaptado (IEA, 2007; Barométre du biogaz, 2006; add-nett, 2005)
Países
Alemanha
Reino Unido
Itália
Dinamarca
Áustria
Suécia
França
Holanda
Nº de Instalações
em operação
3500
1052
>67
80
524
163
203
40
Energia
produzida (GWh)
> 5564
> 4783
> 1313
> 911
> 1706
> 1300
≈ 657
> 281
No caso da Alemanha a digestão anaeróbia ocupa de momento 10,9 % da
produção de energia renovável, contra 4,2 % da fotovoltaica e 11,5 % relativa as
centrais de biomassa, sendo que a maior quota provem de energia eólica 45,2%
(Weiland, 2009). Em 2009, contabilizam-se 4000 instalações de biogás com uma
capacidade eléctrica de 1400 MW (Weiland, 2009). Entre os anos de 2005 -2006
foram construídas 1450 instalações de biogás, contudo de momento verifica-se
um forte investimento no tratamento do biogás e a respectiva injecção na rede
de gás natural. Weiland (2009) refere que em 2009 cerca de 16 estações de
tratamento do biogás estão em operação existindo ainda em fase de projecto ou
em fase de construção mais 20 instalações.
Outro caso interessante de utilização da digestão anaeróbia na produção de
metano ocorre na Suécia, onde a produção de biometano como combustível para
veículos tem vindo a crescer (Figura 1.2). Em 2005 a Suécia produzia cerca de
160 GWh (20000 Nm3) de biogás como biocombustível para veículos e em 2006
alcançou os 230 GWh (próximo dos 25000 Nm3) ultrapassando a utilização de
gás natural como combustível para veículos, permitindo substituir cerca de 25
milhões de litros de petróleo em unidades equivalentes (Persson, 2007).
26
Volume de metano utilizado como
combustivel para veiculos (Nm3)
50000
45000
40000
35000
30000
25000
Gas Natural
20000
Biogas
15000
Total
10000
5000
2006
2005
2004
2003
2002
2001
2000
1999
1998
1997
1996
1995
0
Figura 1.2- Evolução do consumo dos combustíveis gasosos na rede de transportes da Suécia
(adaptado de IEA, 2007)
Na Suécia o biogás é utilizado na sua maioria em aquecimento (56%) e
combustível para veículos (19%) e o restante é utilizado nas necessidades
energéticas das centrais. Em 2009 totalizam-se cerca de 120 estações de
combustível com biometano e um pouco mais de 16 mil veículos movidos a
biometano na sua maioria (mais de 15 mil) veículos particulares. Prevê-se um
investimento entre 2009-2013 para a produção descentralizada (em centrais
agricolas) utilizando pelo menos 50 % de chorume como substrato (Petersson,
2009).
Outro exemplo em França, na cidade de Lille foi construída a maior central de
biogás como biocombustível de veículos. Baseada no tratamento da fracção
orgânica dos resíduos sólidos urbanos permite produzir cerca de 4 milhões de
Nm3 de biogás por ano que são convertidos em biometano. A central com
capacidade para tratar os resíduos orgânicos gerados pela cidade de Lille com
1,1 milhões de habitantes produz um combustível para veículos utilizado na rede
de autocarros e de camiões associados a recolha do lixo, totalizando-se cerca de
150 veículos (Tilche, 2008).
Verifica-se pois que a digestão anaeróbia, a par da importância no tratamento de
resíduos
orgânicos,
tem
vindo
a
ganhar
relevo
no
sector
energético
nomeadamente na produção de biometano como substituto do gás natural.
Apesar de ser considerado um dos biocombustíveis mais caros, considerando a
substituição da infra-estrutura existente de veículos, o biometano apresenta-se
contudo como o menos poluente e mais eficiente (CONCAWE, 2007; CONCAWE
27
2008) podendo igualmente ser considerado como uma forte alternativa à
substituição de combustíveis fosseis para veículos, especialmente em veículos
pesados associados a recolha de resíduos bem como veículos pertencentes a
rede de transportes rodoviários (Tilche, 2008).
1.1.1
Processo biológico
Em meios onde outros receptores de electrões tais como o oxigénio, ou sulfatos
e nitratos não estejam facilmente disponíveis e onde comparativamente a
concentração de Matéria orgânica e nutrientes é elevada, menor será o potencial
redox desse meio. Considera-se um valor adequado de potencial redox menor ou
igual a -300 mV para que ocorra a digestão anaeróbia com a consequente
produção de metano (Duarte, 1991).
Em 1776 o físico Italiano Alessandro Volta verificou que o gás gerado da
decomposição
de
material
biológico,
existente
nos
sedimentos
aquíferos
constituídos essencialmente por ervas e plantas, era um gás combustível. Desde
então surgirão diversas constatações e desenvolvimentos tecnológicos que têm
permitido, desde os finais do séc. XIX até aos dias de hoje, despertar o interesse
científico sobre o processo propriamente dito (Santino, 2006). Contudo apenas
em 1981 surgiu o primeiro esquema quantificado da digestão anaeróbia em
termos de percentagem do fluxo de Carência Química em Oxigénio (CQO) e de
energia consumida em cada uma das fases elaborado por Mc Carty (Santino,
2006). Ainda que apresentado duma forma simplificada o esquema permite em
traços gerais resumir o processo em 3 fases sequenciais:
•
Hidrólise e fermentação originando compostos mais simples tais
como ácidos gordos voláteis (AGV), açucares, hidrogénio e CO2;
•
Oxidação dos compostos a ácido acético e hidrogénio;
•
Metanogénese.
A digestão anaeróbia metanogénica resulta do crescimento equilibrado e
simbiótico
dos
microrganismos
intervenientes
nestas
fases.
As
bactérias
anaeróbias e as facultativas, que intervêm na fermentação ácida, tornam os
substratos
orgânicos
quimicamente
disponíveis
para
a
etapa
seguinte,
eliminando ao mesmo tempo, todo o oxigénio, presente que é tóxico para as
bactérias metanogénicas (Santino, 2006; Chynoweth, 1977). Em contrapartida,
durante a metanogénese os ácidos voláteis e o hidrogénio são convertidos em
28
subprodutos gasosos (CH4 e CO2) evitando assim o aumento da acidez do meio,
por parte do CO2, e reduzindo a pressão parcial do hidrogénio permitindo a
continuidade do processo de degradação.
A relação de simbiose e sintropia (Santino, 2006; Duarte, 1991; Chynoweth,
1987) pode ser esquematizada de um modo simples através da Figura 1.3:
Figura 1.3- Esquema genérico da degradação da Matéria Orgânica por digestão anaeróbia
(adaptado de Santino, 2006; Duarte, 1991; Chynoweth, 1987)1
1.1.1.1
Hidrólise e Fermentação
A hidrólise da matéria orgânica complexa a monómeros é uma fase levada a
cabo por microrganismos anaeróbios que degradam as moléculas principais tais
como: proteínas, glúcidos e lípidos a monómeros ou compostos mais simples.
Para muitos autores (Hendriks, 2009; Ward, 2008; Lehtomäki, 2006; Santino,
2006; Mladenovska, 2006; Siegert, 2005; Wyman, 2005; Mosier, 2005b;
Alvarez, 2000;Palmowski, 2000; Boone, 1993; Mata-Alvarez, 1987; Chynoweth,
1987) é esta a fase limitante de todo o processo de digestão anaeróbia uma vez
que não ocorrendo a hidrólise destes compostos a monómeros ou a compostos
1
As equações apresentadas estão descritas no ponto 1.1.1.1, 1.1.1.2 e 1.1.1.3.
29
de cadeias mais simples o processo fica bloqueado não ocorrendo produção de
biogás. Sendo esta a situação quando se utilizam substratos lenhocelulosicos
como é caso da fracção fibrosa dos chorumes de vaca ou suínos, resíduos
florestais ou culturas energéticas.
A hidrólise é levada a cabo por organismos estritamente anaeróbios e bactérias
facultativas pertencentes aos grupos Clostridium, Bacillus e Peptococcus no caso
da degradação das proteínas, Clostridium, Staphilococcus e Proteus no caso da
degradação de glúcidos e Clostridium, Micrococcus e Staphilococcus no caso da
degradação de lípidos (Santino, 2006; Chynoweth, 1987).
Da fase da hidrólise originam-se compostos de cadeia mais curta que serão
degradados através do caminho mais conhecido designado por Glicólise ou via
Embden Meyerhoff caminho este característico dos eucariotas e de muitas
eubacterias anaeróbias.
A glicólise é um processo de degradação que envolve 9 reacções intermédias, a
seguinte equação permite simplificar o processo apenas numa reacção:
Glicose + 2NAD + 2ADP + 2Pi 2NADH + 2piruvato + 2ATP + 2H O + 2H (Eq.1)
Neste processo apesar de serem investidos 2 mol de ATP (adenosina trifosfato)
durante a conversão da glicose (gliceraldeido-3-fosfato) a piruvato ocorre a
formação de 4 mol de ATP pelo que no balanço final produzem-se 2 mol de ATP.
A co-enzima do tipo NAD+ é o transportador de electrões (e-) utilizado durante a
glicólise na conversão do gliceraldeido-3-fosfato a piruvato (Voet, 1999). Neste
caso a molécula orgânica é oxidada e a molécula NAD+ é reduzida a NADH.
RH + NAD + 2H + 2e NADH + H + R (Eq.2)
Para que o processo degradativo se mantenha indefinitivamente é necessário que
ocorra uma continua reoxidação do NADH formado para que o NAD+ seja
regenerado. Esta regeneração é efectuada através da oxidação do NADH:
∆
()*+
NADH + H NAD + H , ΔG#$ = +4,3 ,-+ (Eq.3)
Trata-se pois de uma reacção pouco favorável energeticamente e que depende
de uma remoção constante de H2 (Duarte, 1991).
Em condições anaeróbias e na ausência de oxigénio o piruvato tem de ser
convertido em compostos reduzidos tais como ácidos orgânicos ou álcoois (Voet,
1999). Neste caso formam-se uma série de moléculas no estado reduzido e de
30
acordo com o tipo de molécula formada a fermentação assume um caminho
específico (Santino, 2006).
Dentro das mais citadas destacam-se a fermentação acidogénica, em que se
forma propianato e butirato, e a fermentação acetogénica em que o piruvato
forma o acetil CoA, a qual é depois degradada em acetato, dióxido de carbono e
H2 com formação adicional de ATP a partir do acetil fosfato (Santino, 2006).
A fermentação acetogénica que leva apenas à formação de acetato não contribui
para a regeneração do NADH devido ao acumular de hidrogénio (Tabela 1-2),
pelo que com o acumular do hidrogénio a fermentação normalmente assume a
via acidogénica formando-se sobretudo propianato e butirato (Duarte, 1991).
Tabela 1-2- Energia libertada versus hidrogénio produzido (adaptado de Santino, 2006)
Produto final
Acetato
Propianato
Butírato
Etanol
Lactato
Nº de ATP/mole de glicose geradas
4
1
2
2
2
hidrogénio produzido (moles)
4
1
2
2
2
Outra razão pela qual a fermentação normalmente segue a via acidogénica está
relacionada com o facto de as bactérias acidogénicas possuírem maior taxa de
crescimento e catalisarem reacções do ponto de vista energético mais favoráveis
(Santino, 2006).
Verifica-se que a fermentação das proteínas, glúcidos e lípidos leva à produção
de acetato por via da fermentação acetogénica (cerca de 30%) (Duarte, 1991) e
propianato e butirato por via acidogénica (praticamente 100 %) (Duarte, 1991).
A produção de biogás e neste caso de metano depende da produção de
hidrogénio, formiato e sobretudo de acetato, compostos estes que apenas são
formados inicialmente pela fermentação acetogénica e posteriormente pela
degradação do propianato e butirato (Santino, 2006).
Surge portanto um outro grupo de bactérias bastante importantes no desenrolar
do processo, designadas por bactérias hidrogenogénicas (Duarte, 1991) ou
também designadas por bactérias acetogénicas produtoras obrigatórias de
hidrogénio (Santino, 2006).
31
1.1.1.2
Oxidação de compostos orgânicos intermédios
A oxidação de compostos orgânicos intermédios de cadeia comprida tais como
propianato e butirato é levada a cabo pelas bactérias hidrogenogénicas. Estas
bactérias degradam os ácidos orgânicos voláteis com mais do que dois átomos
de carbono (em numero par) em acetato e hidrogénio e, no caso destes
compostos apresentarem número impar de átomos de carbono ocorre a produção
também de dióxido de carbono (Santino, 2006). Estas bactérias podem contribuir
para a produção de cerca de 60% de acetato (Duarte, 1991).
Do ponto de vista energético estas reacções são muito desfavoráveis em
condições padrão, verificando-se a necessidade significativa da existência de
relações de sintropia, como é possível verificar pelas seguintes reacções de
degradação do propianato e butirato respectivamente (Duarte, 1991):
2345
./0 ./ .11 + 3/ 1 6 ./0 .11 + /.10 + / + 3/ ΔG#$ = +76,15
(;
,-+
(Eq.4)
(Adaptado de Duarte, 1991)
2345
./0 ./ ./ .11 + 3/ 1 6 ./0 .11 + /.10 + / + 3/ ΔG#$ = +48,12
(;
,-+
(Eq.5)
(Adaptado de Duarte, 1991)
O desenrolar destas reacções depende pois da simbiose entre estas bactérias e
as bactérias metanogénicas consumidoras de hidrogénio e formiato (archeahidrogenotróficas) e consumidoras de acetato (archea-acetoclásticas). Contudo o
papel do hidrogénio no desenrolar destas reacções parece revelar-se mais
importante, sendo que muitos autores referenciam que, para estas reacções
serem exotérmicas e portanto favoráveis é necessário que a pressão parcial do
H2 seja mantida entre 1,6 x 10-6 e 5,8 x 10-5 atm (Santino, 2006; Duarte, 1991;
Chynoweth, 1987). Os microrganismos responsáveis por esta degradação são
pertencentes aos grupos Bacillus, Streptococcus, Pseudomonas, Clostridium,
Syntrophomonas wofei, Syntrophobacter wolinii (Santino, 2006).
Durante a fermentação intervêm ainda outro tipo de bactérias anaeróbias
designadas
por
homoacetogénicas
que
competem
com
as
bactérias
metanogénicas na utilização do hidrogénio. Estas bactérias utilizam o hidrogénio
de modo a reduzir o dióxido de carbono e formiato gerando essencialmente
acetato (Santino, 2006).
=>?@AB
GH
4/ + 2/.10 + / ./0 .11 + 4/ 1, CD#$ = −104,6 IJ@? (Eq.6) (Santino, 2006)
32
É referido que pequenas quantidades de acetato podem ainda ser utilizadas para
sintetizar propianato e butirato (Chynoweth, 1987). Estas reacções levadas a
cabo por estes microrganismos não são mais do que o inverso das reacções
catalisadas pelas bactérias acetogénicas e hidrogenogénicas (Chynoweth, 1991).
Aparentemente, estas reacções não podem ser levadas a cabo ao mesmo tempo,
ou seja, não podem ser exotérmicas no mesmo instante. Contudo, devido ao
facto de o hidrogénio possuir uma constante de difusão elevada é possível que a
sua concentração varie significativamente a escala microbiobiológica. Nestas
condições é possível que as duas reacções possam ser exotérmicas para a
mesma vizinhança microespacial (Chynoweth, 1987). Apesar de este processo
nunca ter sido demonstrado e o seu papel ainda não ser suficientemente
conhecido (Santino, 2006; Chynoweth, 1987), é referido que estas colaboram na
manutenção de valores baixos de pressão parcial de hidrogénio (Santino, 2006)
contribuindo para a produção de 10 % da totalidade do acetato (Duarte, 1991).
Os organismos responsáveis pela síntese de ácidos orgânicos tais como
propianato e butirato a partir de compostos C1 são Peptostreptococcus productus
e Acetobacterium woodii e Desulfobulbus propionicus (Chynoweth, 1987). Outros
organismos que sintetizam o acetato a partir do hidrogénio são Clostridium
aceticum e Acetobacterium sp. (Santino, 2006).
1.1.1.3
Metanogénese
Como foi referido nos pontos anteriores o desenrolar da degradação dos
compostos orgânicos, designadamente propianato e butirato, depende sobretudo
da remoção constante de hidrogénio Os organismos responsáveis pela remoção
do hidrogénio são designados por bactérias metanogénicas hidrogenotróficas ou
archea-hidrogenotroficas (Santino, 2006).
2345
GH
4/ + /.10 + / ./K + 3/ 1 CD#$ = −135,6 IJ@?(Eq.7) (Santino, 2006)
=>?@AB
GH
.1 + 4/ ./K + 2/ 1, CD#$ = −135
(Eq.8) (Santino, 2006)
IJ@?
Dentro deste grupo de bactérias surgem as bactérias mais importantes no que se
refere
a
produção
de
metano,
designadas
por
bactérias
metanogénicas
acetoclásticas ou archea-acetoclásticas (Santino, 2006).
2345
GH
./0 .11/ ./K + .1 , CD#$ = −31,0 IJ@? (Eq.9) (Santino, 2006)
33
Estas bactérias obtêm energia a partir da reacção de descarboxilação do acetato
formando metano e dióxido de carbono, este último por sua vez em fase aquosa
forma bicarbonato contribuindo para o equilíbrio do pH do meio. Estima-se que
cerca de 70 % do metano provem da descarboxilação do acetato e 30 %
provenham da remoção
de
hidrogénio
por parte
das
bactérias
archea-
hidrogenotróficas (Santino, 2006).
As bactérias archea-acetoclásticas comummente referenciadas são Methanothrix
söhngenii, Methanosarcina barkeri, Methanococus mazei, Methanothrix concilii e
Methanosarcina acetivorans (Santino, 2006; Chynoweth, 1987).
No caso das bactérias archea-hidrogenotróficas normalmente as mais citadas são
Methanobrevibacter arboriphilus, Methanosarcina barkeri, Methanobacterium
formicium,
Methanothermus
Methanobacterium
alcaliphilum,
fervidus,
Methanobacterium
Methanogenium
cariaci,
bryantii,
Methanogenium
marisnigri e Methanogenium bourgense (Santino, 2006; Chynoweth, 1987).
Em
termos
de
representatividade
as
bactérias
pertencentes
ao
grupo
Methanosarcinas encontram-se na maior parte dos substratos e efluentes devido
ao facto de possuírem elevadas velocidades de crescimento e por serem muito
versáteis relativamente à utilização de substratos: acetato, hidrogénio, dióxido
de carbono e metanol. No caso das Methanotrix estas são bactérias que crescem
muito lentamente (Santino, 2006; Chynoweth, 1987).
As Methanotrix soehngenii têm um pH óptimo de actividade entre 7,4 e 7,8
sendo pouco activas abaixo de 6,8. As Methanosarcinas possuem um campo de
variação mais amplo, por exemplo (Boone, 1993) verificou-se que certas estirpes
são geralmente acidófilas com um pH óptimo próximo de 5 durante o seu
crescimento em determinados meios. Contudo todas as bactérias são sensíveis à
temperatura aumentando a velocidade de crescimento de um factor de
aproximadamente igual a 2 por cada 10º C de variação de temperatura na gama
de valores mesofilicos (15-35º C).
A metanogénese pode ainda ser levada a cabo na presença de metanol,
trimetilaminas, dimetilaminas e metilaminas (Chynoweth, 1992). Contudo a
produção de metano a partir de acetato, formiato e hidrogénio são as reacções
mais importantes na natureza.
34
1.1.1.4
Importância
do
hidrogénio
no
equilíbrio
da
digestão
anaeróbia
Parece ser claro para a maioria dos autores que o controlo da pressão parcial de
hidrogénio é preponderante na prevenção de uma eventual inibição do processo
de digestão anaeróbia devido ao desiquilibrio do potencial redox (Chynoweth,
1987). No primeiro caso devido ao facto da não remoção de hidrogénio poder
desestabilizar a regeneração do NAD+ e portanto impedir a degradação via
piruvato que permite originar ácidos gordos voláteis (acetato ou propianato e
butirato) que serão importantes para os organismos seguintes. No segundo caso
devido ao facto da não remoção do hidrogénio contribuir para um acumular de
ácidos gordos voláteis (AGVs) uma vez que as reacções catalisadas pelas
bactérias hidrogenogénicas apenas são favoráveis quando ocorre a remoção de
hidrogénio.
Contudo outros autores (Boone, 1993) verificaram que, para culturas suspensas
de microrganismos acidogénicos produtores de propianato e butirato, o gradiente
existente de hidrogénio e a sua difusão pela membrana das bactérias
metanogénicas não é suficientemente rápido pelo que as bactérias utilizam outro
componente, o formiato. Os mesmos autores referem ainda a presença de
bactérias acetogénicas que em vez de produzirem consomem hidrogénio.
Outros autores (Voolapalli, 2000) referem inclusive que a monitorização do H2
tem sido tomada em conta, erroneamente, como um método de controlo do
inicio de uma inibição e falha do sistema.
Apesar de na bibliografia ser referenciado um valor limite de pressão parcial de
hidrogénio igual a 6,5 x 10-5 atm (Voolapalli, 2000) ou 5,8 x 10-5 atm
(Chynoweth, 1987) a partir do qual a digestão anaeróbia deixa de ocorrer em
equilíbrio, a verdade é que na prática se observam no espaço gasoso pressões
parciais que podem variar entre 1,50 x 10-5 a 19,96 x 10-4 atm (Voolapalli,
2000).
Verifica-se por outro lado que durante choques de carga a produção de formiato
é mais importante, uma vez que a solubilidade do H2 é baixa na fase líquida
difundindo-se muito rapidamente (Voolapalli, 2000). Têm sido também sugerido
como um transportador de electrões alternativo durante as reacções de sintropia
e ainda mais importante que o H2 em meios suspensos (Boone, 1993).
35
Zoetemeyer referiu em 1982 uma elevada produção de formiato para pHs
elevados durante a fermentação dos hidratos de carbono (Voolapalli, 2000).
Verifica-se que em reactores que tratam efluentes provenientes do fabrico de
queijo (soro do leite) o formiato é o principal transportador de electrões (Bok,
2003). Foi calculado que para as culturas em suspensão, que degradam o
propianato e butirato, o formiato é o principal transportador de electrões sendo
100 vezes mais importante que o hidrogénio (Bok, 2003).
Verifica-se que a razão entre formiato e hidrogénio varia exponencialmente com
o pH e linearmente com a concentração do CO2. Deste modo, para pHs ácidos a
produção de H2 é predominante enquanto para pHs neutros a produção do
formiato é predominante (Voolapalli, 2000).
Em resumo, o transportador de electrões pode não ser preferencialmente o
hidrogénio e, portanto, o seu papel como regulador da digestão anaeróbia deixa
de ser tão importante como tem sido referenciado. Verifica-se pois que outros
factores tais como a distância entre consumidores e produtores (Bok, 2003),
actividade metanogénica do inóculo e a alcalinidade versus concentração de
AGVs
(Voolapalli, 2000)
são
parâmetros
preponderantes na avaliação
e
manutenção do equilíbrio sintrófico na DA.
Estes factores podem ser controlados ou minimizados pela tecnologia do reactor.
De um modo geral, em biomassa agregada (UASB ou filtros), a alta conversão
destes sistemas é devida sobretudo à pequena distância entre as bactérias
permitindo uma maior transferência de electrões entre espécies através de
hidrogénio e formiato (Bok, 2003).
1.1.2
Factores de inibição versus optimização do processo
biológico da digestão anaeróbia
A digestão anaeróbica é um processo simbiótico e sintrófico em que as bactérias
dependem de outras e vice-versa na produção constante de determinados
compostos que garantam a sua subsistência, pelo que a variação de alguns
parâmetros, como a qualidade e a quantidade do substrato, pH, temperatura e a
presença de outros receptores de electrões podem provocar o desequilíbrio do
sistema levando à inibição de todo o processo.
36
Diversos autores (Wang, 2009; Ward, 2008; Mladenovska, 2006; Siegert. 2005;
Alvarez, 2000; Boone, 1993;Chynoweth, 1987; Chynoweth, 1977) confirmam e
reforçam a tese de que a produtividade da DA é condicionada por duas fases
limitantes, a hidrólise e a metanogénese.
A hidrólise, como foi já referido, limita a globalidade do processo pelo simples
facto de ser nesta fase que ocorre a solubilização da matéria orgânica complexa
disponibilizando carbono, azoto e outros nutrientes na forma de monómeros que
são
importantes
para
o
arranque
e
desencadear
das
restantes
fases
degradativas. E no caso da metanogénese a limitação está directamente
relacionada
com
o
facto
das
bactérias
metanogénicas
normalmente
apresentarem taxas de crescimento menores que as restantes bactérias
fermentativas. Neste caso, em condições favoráveis de hidrólise verifica-se um
aumento
da
actividade
das
bactérias
fermentativas
que
por
sua
vez
disponibilizam rapidamente acetato e outros ácidos orgânicos, contudo no caso
de não existirem bactérias metanogénicas suficientes para degradar rapidamente
o acetato pode ocorrer a inibição do processo.
Deste modo, garantindo condições ideais de hidrólise e metanogénese, maior
será a produtividade específica de biogás e eficiência de degradação da digestão
anaeróbia.
Contudo as fases de hidrólise e fermentação possuem condições óptimas
distintas da metanogénese. Garantir as condições óptimas para todas as
bactérias num único reactor torna-se praticamente impossível, pelo que alguns
autores consideram este processo demasiado lento e instável (Jegannathan,
2009).
Considerando factores abióticos como o pH verifica-se que o intervalo óptimo é
muito limitado (pH entre 6.8 e 7.2), no caso das bactérias metanogénicas (Ward,
2008), outros autores consideram ainda outro intervalo referindo que a produção
de metano apenas se efectua para pH entre 7,5 a 8,5 (Gunaseelan, 1995).
Contrariamente, no caso da hidrólise e fermentação estas fases processam-se a
pH ácido entre 5,5 a 6,5.
A parte do pH, existem outros factores que são necessários considerar de forma
a optimizar o processo, seja em reactores a escala de laboratório, piloto ou
industrial, tais como: presença e disponibilidade de macro e micro-nutrientes
para as bactérias de crescimento lento (bactérias metanogénicas), temperatura
37
do processo, concentração de AGVs, relação C/N, concentração do azoto
amoniacal e conteúdo em metais pesados (Siegert, 2005; Chynoweth, 1987).
Todos estes factores poderão ser controlados de diversas maneiras, dependendo
do tipo de substrato utilizado, através da tecnologia e desenho do reactor,
volume
de
inóculo
ou utilizando
determinadas
proporções
de
diferentes
substratos como é o caso da co-digestão (Ward, 2008; Yadvika, 2004;
Chynoweth, 1987).
1.1.2.1
Macro e micro-nutrientes
A presença de micro e macro nutrientes, necessários para o desenvolvimento das
bactérias de crescimento lento, neste caso bactérias metanogénicas, como é o
caso de níquel (Ni) e Ferro (Fe) parecem ser essenciais devido à incorporação no
factor 420 que é responsável pelo transporte de electrões e metabolismo do
hidrogénio durante a produção de metano (Chynoweth, 1987). Por outro lado,
dependendo da espécie e género das bactérias metanogénicas presentes verificase a necessidade de incorporar determinados macro-nutrientes em quantidades
vestigiais: azoto, enxofre, fósforo, cobalto, molibdénio, selénio, coenzima M,
ácidos gordos do tipo 2-metil butirato e acetato, aminoácidos, vitaminas
(tiamina, piridoxina e p-aminobenzoico) (Chynoweth, 1987). Um exemplo do
efeito da adição de micro-nutrientes é referido por (Boone, 1993) na digestão
anaeróbia de pasto (Napiergrass), onde se verifica que a eficiência da
degradação dos AGVs (principalmente de acetato) aumenta consideravelmente
num curto espaço de tempo com a adição de micro-nutrientes (Figura 1.4.).
38
Figura 1.4- Efeito da adição de micro-nutrientes na degradação dos AGVs provenientes da
fermentação do Pasto (Napiergrass) (Adaptado de Boone, 1993)
Em sistemas contínuos verifica-se que normalmente 20% dos hidratos de
carbono e 7% das proteínas são necessários para a manutenção celular das
bactérias. É também referido que cerca de 10% dos SV presentes são
necessários para as necessidades celulares (Chynoweth, 1987).
O efeito dos micro-nutrientes e macro-nutrientes normalmente é referido como
sendo necessário em ensaios à escala de laboratório, utilizando os métodos para
avaliar a biodegradabilidade de um dado substrato, como é o caso do método
desenvolvido por Owen designado por BMP (biochemical methane potential test)
(Chynoweth, 1987) ou como referido nas normas internacionais para a avaliação
da biodegradabilidade de compostos orgânicos em lamas digeridas (ISO
11734:1995).
Contudo apesar de se verificar um estímulo no desenvolvimento de culturas
puras quando se utilizam culturas mistas que é o caso das culturas existentes na
generalidade dos digestores anaeróbios o mesmo efeito pode não ocorrer
(Chynoweth, 1987).
Na generalidade dos métodos utilizados para avaliar a biodegradabilidade de um
substrato
o
inóculo
é
diluído
a
concentrações
inferiores
a
20%
(v/v)
(Gunaseelan, 2009) ou 1 a 3 g/l de ST (Sólidos Totais) (ISO 11734:1995) pelo
que faz todo o sentido a utilização de soluções contendo micro e macronutrientes. É também referido que o volume de inóculo tem variado entre 2-72%
39
do volume útil de reactor, provavelmente dependendo das necessidades de micro
e macro nutrientes (Gunaseelan, 1995).
Ao nível de digestores contínuos é referido que as carências de nutrientes podem
ser superadas através da tecnologia do reactor (Chynoweth, 1987), tendo em
conta que as bactérias metanogénicas são as mais afectadas pelo facto de
possuírem taxas de crescimento inferiores as outras bactérias. Para assegurar
uma maior colonização por parte das bactérias metanogénicas maior terá que ser
o tempo de retenção hidráulico e tempo de retenção de sólidos em sistemas
contínuos. A adopção de sistemas de biomassa ou biofilme fixo possibilita
assegurar e garantir uma fixação da biomassa a um meio de suporte (Duarte,
1991) (Chynoweth, 1987) (Yadvika, 2004) (Ward, 2008) garantindo maior
tempo
de
retenção
e
consequentemente
de
colonização
das
bactérias,
melhorando a eficiência do processo. Por sua vez Yadvika (2004) e Ward (2008)
referem ainda que o meio de suporte, dependendo do material, pode aumentar a
eficiência do processo, como é o caso por exemplo da utilização de materiais de
suporte com maior porosidade. Revelam que utilizando meios de suporte como o
vidro (com 75 % de porosidade) e PVC (com 90 % de porosidade) obtêm-se
eficiências de remoção de CQO de 77% contra 57% para a utilização de PVC com
porosidade de 75%. É ainda referido que se obtêm eficiências de remoção de
CQO superiores quando se utiliza argila como meio de suporte (Yadvika, 2004),
sugere-se que este resultado deva-se ao facto de a argila libertar para o meio
minerais de Fe3+, Ni2+ e Co2+ (Ward, 2008).
1.1.2.2
Relação C/N
A adição de nutrientes, referido no ponto anterior, pode ser também efectuada
com
o
objectivo
de
acertar
a
razão
C/N
de
determinados
substratos.
Normalmente referem-se razões de C/N entre 25 a 30 como sendo ideais
(Santino, 2006) contudo esta razão pode ser diferente consoante o substrato
utilizado (Ward, 2008). Para substratos dificilmente degradáveis, tendo em conta
o conteúdo em lenhina, são referidas como ideais razões de C/N situadas entre
16-19 (Mshandete, 2004). Gunaseelan (1995) refere razões de 11 para
Parthenium e, por exemplo, outros autores registam razões de 6:1 e 9:1 para
efluentes de avicultura, bovinicultura e suinicultura (Mshandete, 2004) ou de
lamas de ETAR urbanas de 9:1 (Ward, 2008).
40
No caso da digestão da alga Kelp, pertencente ao grupo das algas castanhas,
verificou-se uma produtividade de metano de 0,31-0,34 m3/kg SV utilizando uma
razão C/N de 15 e uma razão C/P (carbono/fósforo) igual a 70 para reactores
CSTR (reactores de mistura completa) com 18 dias de tempo de retenção de
sólidos (TRS) (Chynoweth, 1987). Contudo outros investigadores referem como
razões ideais as C/N e C/P próximas de 23 e 123 respectivamente, para
reactores de filme fixo (Gunaseelan, 1997).
O conteúdo de nutrientes varia consideravelmente entre substratos orgânicos
(Tabela 1-3) pelo que determinados reactores podem ser afectados mais que
outros (Chynoweth, 1987).
Tabela 1-3- Razões de nutrientes presentes em vários substratos orgânicos (Adaptado de
Chynoweth, 1987)
Substrato
Carbono/Azoto (C/N) Carbono/Fósforo (C/P)
Aquáticos
Kelp
15
84
Água-pé (Eichhornia crassipes)
10
94
Grama-bermudas (Cynodon dactylon)
40
194
Capim-Elefante (Pennisetum purpureum)
41
527
Typha
41
278
Eucalipto
490
446
Sycamore
178
2480
Pinus taeda
432
2600
8
50
76
204
Culturas herbáceas
Lenhosos
Resíduos
Lamas primárias
FORSU2
No caso da Kelp este substrato parece apresentar uma razão C/N ideal para a
sua degradação, no entanto outros substratos como culturas herbáceas ou
culturas
com
maior
conteúdo
de
lenhina
(lenhosos)
apresentam
razões
demasiado elevadas, pelo que a sua degradação se revela difícil. Nestes casos, a
2
FORSU- Fracção Orgânica dos Resíduos Solidos Urbanos
41
utilização de outros substratos com razões de C/N inferiores resulta num
aumento
considerável
da
produtividade
específica
de
metano,
processo
designado por co-digestão (Mshandete, 2004; Ward, 2008; Wang, 2009a).
Mshandete (2004) refere aumentos da produtividade de metano entre 59-94%
na co-digestão de dois substratos com razões C/N de 40 e de 9 individualmente.
Contudo verifica-se neste caso que a razão C/N obtida como ideal, na mistura
dos dois substratos, é igual a 16 e portanto inferior a razão constantemente
referida como ideal e igual a 25-30. Pressupõe-se neste caso que razões de C/N
entre 10-30 são ideais para a digestão anaeróbia (Amon, 2006).
1.1.2.3
Concentração de AGVs versus Alcalinidade
O acerto da relação C/N de um dado substrato bem como a adição de micronutrientes e macro-nutrientes são efectuados de modo a garantir á partida
condições ideais e de equilíbrio na digestão anaeróbia de determinados
substratos. Para muitos autores (Ward, 2008; Siegert, 2005) uma forma de
avaliar este equilíbrio é a medição da capacidade tampão do meio que pode ser
medida através da alcalinidade e/ou concentração de AGVs. O pH pode também
ser utilizado como indicador do desequilíbrio contudo o aumento da concentração
de AGVs pode levar à diminuição da capacidade tampão do meio mesmo antes
de ocorrer a diminuição do pH (Ward, 2008; Voolapalli, 2000).
O aumento dos AGVs tem diferentes efeitos em cada uma das etapas hidrólise,
acidogenese e metanogénese (Siegert, 2005). Independentemente do pH os
AGVs causam a inibição da actividade das celulases para concentrações
superiores a 2 g/l e na taxa de hidrólise da celulose, para concentrações
superiores a 4 g/l inibem a degradação da glucose e para concentrações
superiores a 6 g/l verifica-se uma diminuição considerável na produção de biogás
e na razão obtida entre CH4/CO2 (Siegert, 2005). Wang (2009) analisou a
influência do ácido acético, etanol, ácido propiónico e ácido butírico no processo.
Refere que concentrações de ácido propiónico iguais ou superiores a 900 mg/l a
actividade das bactérias fermentativas hidrogénogenicas3 é afectada resultando
numa degradação ineficiente e respectiva acumulação de AGVs. Por outro lado
mostra que para concentrações de ácido acético, etanol, ácido propiónico e ácido
3
Os autores referem-se a bactérias Acidogénicas ou fermentativas separando o processo
em 3 fases: hidrolise, acidogenese e metanogénese. Contudo para manter a coerência da
introdução e divisão teórica do trabalho optou-se por designar mais especificamente as
bactérias hidrogenogénicas.
42
butírico iguais a 1600, 1600, 300 e 1800 mg/l respectivamente, quanto maior é
produção
de
metano
acumulado
maior
é
a
concentração
de
bactérias
metanogénicas. De modo geral, assim que a concentração dos AGVs atinge uma
concentração a partir da qual a actividade das bactérias fermentativas
hidrogénogenicas é afectada ocorre a acumulação de AGVs e dependendo da
alcalinidade
do
meio
pode
ocorrer
um
abaixamento
do
pH
repentino.
Consequentemente verifica-se uma diminuição da produtividade específica de
metano e uma acumulação de ácido acético levando a completa cessação da
actividade metanogénica. (Wang, 2009; Santino, 2006). Relativamente ao seu
limite verifica-se que a concentração de ácido acético deverá ser mantida abaixo
dos 2g/l para que a digestão seja eficiente, contudo se o sistema possuir
alcalinidade suficiente para manter o pH na gama de 6.6 a 7.4 a inibição
provocada pelos AGVs só se verifica para concentrações acima de 6 g/l de AGVs
(Yadvika, 2004, Siegert, 2005; Santino, 2006; Wang, 2009).
A rápida acumulação de AGVs pode também ser explicada por testes de
actividade biológica a diferentes substratos orgânicos: acetato, propianato,
butirato formiato e hidrogénio (Mladenovska, 2006). Pelo que para maior
actividade, ou seja, maior produtividade específica de metano maior é a
concentração das bactérias metanogénicas no inóculo (Wang, 2009).
A capacidade tampão em testes e biodegradabilidade (BMP) (Chynoweth, 1987)
(Shelton, 1984) (ISO 11734:1995) é controlada com a injecção de uma mistura
de gasosa contendo 70 % de azoto e 30% de dióxido de carbono e também com
a adição de uma solução tampão (NH4Cl) que permite também equilibrar a razão
C/N. Contudo Gunaseelan (1995) demonstra que a razão entre inóculo e
substrato pode ser alterada de modo a manter constante o pH do meio e
portanto neste caso determinadas quantidades de inóculo podem garantir
capacidade tampão suficiente para o processo.
A composição de biogás permite acompanhar o aumento da concentração de
AGVs e de alcalinidade (Lue-Hing, 1998) pela maior ou menor concentração de
CO2 no biogás produzido (Figura 3.5.).
43
Figura 1.5- Efeito do pH e a alcalinidade do meio na concentração de CO2 4(Lue-Hing, 1998)
A concentração de CO2 no biogás (valores entre parêntesis) aumenta com a
diminuição do pH e alcalinidade. A produção de CO2 resulta da reacção entre o
bicarbonato e os AGVs (Lue-Hing, 1998). Quando a concentração de AGVs é
mínima a alcalinidade por bicarbonatos é igual à alcalinidade total contudo
quando a concentração de AGVs aumenta ocorre a reacção com os bicarbonatos
originando sais de ácidos gordos voláteis levando à libertação de CO2.
Consequentemente a alcalinidade por bicarbonatos diminui levando à diminuição
do pH e desestabilização do processo biológico.
De
modo
geral
sem
adição
de
suplementos
sugere-se
uma
razão
de
AGVs/Alcalinidade (AGV/Alk) igual ou inferior a 0,2, contudo a alcalinidade
deverá situar-se entre 2580 a 3347 mg/l (Demirel, 2009). Outros autores
sugerem que a alcalinidade deverá situar-se entre 2000-4000 mg CaCO3/l para a
operação de digestores (Mshandete, 2004) e em Gunaseelan (1997) é referido
que deverá ser garantido uma alcalinidade (em mg/l) igual a 0,7 x AGVs (em
mg/l) não devendo esta ser inferior a 1500 mg/l.
1.1.2.4
Concentração de Azoto Amoniacal
O amoníaco (NH3) encontra-se na água em equilíbrio com o ião amónio (NH4+) e
ambos inibem a DA. Contudo o amoníaco é tóxico para concentrações muito mais
4
Os valores entre [ ] representam a contração de CO2
44
baixas do que se verifica no caso do ião amónio (Santino, 2006) sendo que para
pH superiores a 7 o forma iónica apresenta um efeito tóxico (Ward, 2008).
Outros autores verificaram que para valores de pH elevados (superiores a 7) o
amoníaco prevalece, e esta forma é mais inibidora do que a forma iónica (NH4+),
contudo o teor de a NH4+ e NH3 são medidos em conjunto e muitos dos artigos
referem esta quantidade total como sendo a concentração de amoníaco que é
responsável pela inibição (Alvarez, 2000). Verificou-se que a inibição na digestão
anaeróbia ocorre para valores iguais ou superiores de azoto amoniacal superiores
a 1200 mg/l (Alvarez, 2000).
Lay (1997) estudou a influência da concentração de NH4+ na actividade
metanogénica para uma gama de valores de pH entre 6,5-9. Verificou-se para
todos os casos que a actividade metanogénica diminui para valores crescentes de
concentrações de NH4+-N.
Em Alvarez (2000) são referidos ainda alguns resultados relativos ao efeito da
concentração da amónia na degradação da glucose obtidos por Fujishima,
Miyahara e Noike em 1999. Estes autores investigaram o efeito da concentração
do ião amónio na degradação da glucose e na actividade acetoclástica das
bactérias metanogénicas previamente incubadas num meio com concentração de
amoníaco igual a 3100 mgN/l. Concluíram que quando a concentração aumenta
de 740 a 3100 mgN/l a degradação da glucose é significativamente afectada. É
sugerido que a acumulação de amoníaco inibe a glicólise.
De modo geral na água ocorre um equilíbrio entre o ião amónio e o amoníaco
através da seguinte equação:
NH0 + H 6 NHK , Ka = MH NMNH0 N⁄NHK (Eq.10)
Onde Ka é constante de ionização (Ka=1,13x10-9, T=35ºC).
Com base na equação, para pH ácido o equilíbrio desloca-se para a direita e o ião
amónio pode provocar inibição da reacção. Para valores de pH elevado o
equilíbrio desloca-se para a esquerda e a inibição pode ser originada pelo
amoníaco (Santino, 2006).
Contudo, segundo valores obtidos por McCarty, referidos em Santino (2006), o
efeito do amoníaco versus ião amónio referido através da concentração de azoto
amoniacal tem os seguintes efeitos na DA (Tabela 1-4).
45
Tabela 1-4- Efeito da concentração de azoto amoniacal (Santino, 2006)
Concentração de azoto amoniacal em excesso, em
termos de N (mg/l)
50-200
200-1000
1500-3000
Efeito
Benéfico
Efeito nulo
Inibição, se o valor de pH for
superior a 7.4-7.6
Tóxico
>3000
1.1.2.5
Temperatura do processo
A digestão anaeróbia pode desenvolver-se a temperaturas psicrofilicas inferiores
a 20ºC. Contudo na generalidade dos reactores anaeróbios normalmente são
utilizadas temperaturas mesofilicas (35ºC) ou termofilicas (55ºC) (Ward, 2008).
A estrutura da população microbiana é bem diferente para cada uma destas
temperaturas verificando-se que uma mudança entre temperaturas mesofilicas e
temperaturas termofilicas (ou vice-versa) pode resultar numa redução brusca da
produção de biogás até que a população melhor adaptada se desenvolva (Ward,
2008).
Em Alvarez (2008), por exemplo, verificou-se que a temperatura teve influência
sobre a produtividade de biogás. A alteração brusca de 35 ºC para 25ºC resultou
numa redução de aproximadamente 30% da taxa de produção de biogás
enquanto para uma redução entre os 25ºC – 18ºC resultou numa redução de
51%. Contudo verificam que o conteúdo de metano no biogás aumentava para
baixas temperaturas, uma variação entre 35ºC para 18ºC o conteúdo de metano
variou de 49% para 61%.
O mesmo estudo mostra que ocorrem efeitos positivos ao nível da produtividade
de biogás quando os digestores são operados com variações cíclicas de
temperatura. Por exemplo, quando ocorrem choques de temperatura entre 1932ºC ou 15-29ºC a diferença de produtividade específica comparativamente ao
reactor operado à temperatura constante e igual a 35ºC não é muito diferente. A
subida
repentina
de
temperatura
aumenta
drasticamente
a
actividade
metanogénica pelo que o volume de biogás produzido para um mesmo período
(de 12h) é superior ao do reactor operado com temperaturas constantes. Estes
resultados são interessantes no que se refere à gestão económica e energética
associada à operacionalidade das plantas de biogás.
46
1.1.2.6
Metais alcalinos e alcalino terrosos
A inibição por metais alcalinos e alcalinos terrosos é causada por concentrações
muito elevadas, dependendo do catião associado, em contrapartida também se
podem destacar efeitos estimuladores para concentrações menores. De modo
geral poder-se-á definir os seguintes efeitos
(Tabela 3-5) dependendo da
concentração (Santino, 2006):
Tabela 1-5- Efeito da concentração dos catiões metálicos na digestão anaeróbia (Santino, 2006)
Catião
Sódio
Potássio
Cálcio
Magnésio
Efeito Estimulador (mg/l)
100-200
200-400
100-200
75-150
Inibição moderada (mg/l)
3500-5500
2500-4500
2500-4500
1000-1500
Inibição forte (mg/l)
8000
12000
8000
3000
Outros autores referem, por exemplo, no caso do cálcio que com o aumento da
sua concentração o desempenho da DA melhora, sendo que a concentração ideal
é de 3g/l. Para
concentrações de 5-7 g/l o desempenho diminui ocorrendo
inibição do processo (Ahn, 2006). Contudo estes resultados foram obtidos no
tratamento de efluentes de suinicultura e provavelmente consoante o efluente
esta concentração óptima poderá variar.
47
48
1.2 Digestão Anaeróbia de Biomassa
A utilização de biomassa como substrato da DA para a produção de biogás tem
vindo a crescer um pouco por todo mundo e em especial na Europa.
Na Alemanha, onde tradicionalmente os digestores funcionavam apenas com
chorume de vacaria ou suinicultura, neste momento, devido aos subsídios
aplicados para a produção de electricidade proveniente de biogás verifica-se que
cerca de 90% do substrato utilizado são culturas energéticas, sobretudo com o
objectivo de aumentar o rendimento de produção de gás (Bohn, 2007).
A utilização de substratos lenhocelulosicos é de facto referida como sendo uma
das técnicas para o aumento da produção de biogás e de metano. A utilização de
folhas de algumas plantas e legumes (ex: Gulmohar, Leucena leucocephala,
Acacia auriculiformis, Dalbergia sisoo e Eucalyptus tereticonius) aumentou a
produção de biogás entre 18-40%. Resíduos de culturas tais como os caules do
milho, palha de arroz, caules de algodão, caules de trigo e de água-pé com a
adição de chorume de vaca parcialmente digerido, melhorou a produção de gás
entre 10-80%. Este aumento de biogás parece estar relacionado com a adsorção
do substrato na superfície destes aditivos, favorecendo localmente uma
concentração do substrato e melhores condições para o crescimento microbiano
(Yadvika, 2004; Chanakya, 2009).
Como já foi referido pelo menos metade da população mundial reside em meios
rurais onde é maior a disponibilidade e acessibilidade de resíduos agro-pecuários
ou culturas energéticas. No caso da Europa estima-se que cerca de 91% do seu
território é ocupado por zonas rurais onde reside 56% da população total (EC,
2009). Tendo em conta a nova directiva UE (2008/98/EC) é referido que a
contribuição
dos
biocombustíveis
provenientes
de
resíduos
e
material
lenhocelulosicos, provenientes de culturas não alimentícias, deverá duplicar em
relação aos biocombustíveis provenientes de outras matérias-primas, também
designados combustíveis de 2ª geração (Baxter, 2009).
Contudo a digestão anaeróbia de biomassa não esta directamente ligada à
utilização de culturas energéticas. Neste caso um conjunto de substratos de
biomassa poderão ser considerados, desde terrestres (fracção orgânica dos
resíduos sólidos urbanos, resíduos sólidos de fruta e vegetais, folhas, pastos,
madeira e culturas herbáceas) a aquáticos (algas e plantas aquáticas de água
doce) (Gunaseelan, 1997).
49
A produção de metano a partir da digestão anaeróbia de biomassa apresenta
algumas
vantagens,
relativamente
a
outros
combustíveis
que
poderão
igualmente ser produzidos, como é o caso do metanol e hidrogénio cuja
tecnologia
de
produção
e
utilização
não
se
encontra
suficientemente
desenvolvida e, por outro lado, a produção a partir de biomassa é mais difícil. A
par do biometano surge o bioetanol, que apresenta a vantagem de ser facilmente
transportado e armazenado, existindo também um mercado maior, em termos
do número de veículos que possam utilizar etanol como combustível, mas
apresenta a desvantagem de ter uma eficiência global do processo menor
(Chynoweth, 2001). A produção de bioetanol é usualmente derivada de fontes
que contenham um elevado conteúdo de açúcares com polímeros de 6 carbonos.
Contudo a digestão anaeróbia aparece como uma boa alternativa pois permite a
utilização completa dos açúcares incluindo os que são constituídos por polímeros
de 5 átomos de carbono (Bauer, 2009).
A produção de bioetanol a partir de biomassa requer um pré-tratamento mais
eficiente,
uma
maior
manutenção
da
cultura,
necessidades
energéticas
superiores associadas ao processamento da biomassa e na separação dos
produtos (Hendriks, 2009; Chynoweth, 2001). Verifica-se que a produção de
biometano proveniente de culturas energéticas (trigo, sorgo e beterraba) é mais
eficiente em termos de energia produzida (17% mais energia produzida), energia
consumida (menos 34% de energia consumida) e custo (menos 24 % do custo
final) em comparação com a produção de etanol (Murphy, 2009).
Por outro lado, a digestão anaeróbia pode mesmo ser considerado como um
processo complementar de outras biorefinarias, por exemplo no tratamento do
destilado proveniente da produção de bioetanol (DDGS- Distillers Dried Grains
with Solubles) ou do tratamento da glicerina proveniente da produção de
biodiesel (Amon, 2007). O aproveitamento do DDGS na produção de biogás pode
reduzir a dependência energética do etanol, redução que pode atingir os 60%
(Cassidy, 2008). Outro caso similar é a produção de biodiesel (Gunaseelan,
2008) que comparou a produção de energia (biometano e biodiesel) obtida com
a utilização das sementes de Jatropha curcas. Neste caso são estudados dois
cenários. Cenário 1 onde se produz biodiesel utilizando as sementes de Jatropha
e biometano a partir do bolo de extracção resultante da produção de biodiesel e
cenário 2 onde as sementes são utilizadas apenas para a produção de
biometano. Ainda que sejam ensaios preliminares à escala laboratorial, como é
referido pelo autor, verifica-se que no cenário 1 a produção de energia associada
50
aos dois processos é menor, e igual a 72 GJ/ha/ano, do que a produção de
biometano utilizando apenas as sementes, igual a 79 GJ/ha/ano. Contudo,
verifica-se que utilizando toda a cultura, sementes, caules, folhas e bolo de
extracção para a produção de biodiesel e biometano produz-se em conjunto 90
GJ/ha/ano. Apesar de ser ainda um estudo preliminar verifica-se que a utilização
de toda uma cultura para a produção de biometano apresenta um maior valor
acrescentado no que se refere apenas à produção de energia. Para além do
factor de eficiência na conversão e aproveitamento da energia contida numa
cultura, outros factores deverão ainda ser considerados tais como a utilização do
digerido como fertilizante da própria cultura e o balanço final de carbono e azoto
que dai advém e que poderá aumentar significativamente o interesse da
tecnologia de digestão anaeróbia e produção de biometano utilizando culturas
que normalmente são utilizadas para a produção de biocombustíveis líquidos.
De uma maneira geral a cadeia do processo de produção de biogás, proveniente
de biomassa e/ou culturas energéticas, pode ser dividida em 4 fases (Amon,
2006) que por sua vez dependem de diversos factores esquematizados na Figura
1.6:
Figura 1.6- Fases do processo e variáveis associadas a produção de biogás utilizando biomassa
como substrato (adaptado de Amon, 2006)
Diversos factores, desde a produção e corte da biomassa, passando pela
conservação e armazenamento, até a sua utilização como substrato da digestão
anaeróbia
poderão
influenciar
quantitativamente
e/ou
qualitativamente
a
composição dos produtos finais biogás e digerido (biofertilizante).
51
1.2.1
Produção de Biomassa (Fase I)
A selecção da melhor cultura energética para a produção de metano é realizada
com base no rendimento energético por hectare que é definido sobretudo pela
produtividade da biomassa alcançada durante os anos de exploração da cultura e
da sua conversão em metano, bem como entradas (energéticos e nutricionais)
necessários (Lehtomäki, 2006). Este factor é expresso em volume de metano
(m3) por área (ha) ou volume de metano (m3) por massa de biomassa.
De modo geral as culturas energéticas deverão ser fáceis de cultivar, colher e
armazenar, tolerantes a pestes ou ervas daninhas e doenças, secas e geada, e
possuir capacidade para crescer em solos pouco férteis (Lehtomäki, 2006).
Diferentes culturas têm sido avaliadas quanto ao seu potencial em metano
(Gunaseelan 1997), e por outro lado têm sido estudadas em várias regiões
específicas na Europa Central e do Norte (Murphy, 2009; Prochnow, 2009;
Amon, 2007; Gerin, 2007; Lehtomäki, 2006), nos Estados Unidos da America
(Florida) (Turick, 1991; Chynoweth, 1987 e 1985; Jerger, 1982 e 1987) e Índia
(Gunaseelan, 2009; Gunaseelan, 2008 ). Na Tabela 1-6 apresentam-se alguns
exemplos do potencial de metano e do potencial energético de várias culturas:
Tabela 1-6- Potencial de metano e energético para diferentes culturas energéticas e resíduos de
culturas (adaptado de: Lehtomäki, 2006; Gunaseelan, 1997 e 2008; Chynoweth, 1985; Amon,
2007)
Substrato
Forragem da Beterraba
“
Alfalfa (Medicago sativa)
“
Batata
Milho
Milho
Trigo
Cevada
Colza
Pasto
Pasto
Pasto
Sorgo
Trevo
Trevo
Jerusalem artichoke
Couve-flôr ou couveportuguesa
Beterraba
Palha
Palha
Madeira de Algodão
52
Potencial de metano
m3 CH4/kg
m3 CH4/t
m3
SV
MF
CH4/ha/a
0,46
NA
5800
0,36
55
3240
0,41
NA
3965
0,32
56
2304
0,28
NA
2280
0,41
NA
5780
0,27-0,37
NA
6700-7200
0,39
NA
2960
0,36
NA
2030
0,34
NA
1190
0,41
NA
4060
0,27
46
1908
0,27-0,35
64-83
NA
0,28-0,40
NA
NA
0,35
NA
2530
0,14-0,21
24-36
NA
0,27
49
1680
0,32
42
2862
0,23
0,25-0,26
0,30
0,22
0,19
NA
139-145
2304
NA
NA
NA
Potencial energético
(MWh/ha/a)
56
34
38
24
22
56
NA
28
20
12
39
20
NA
NA
25
NA
16
30
24
NA
NA
NA
Eucalipto
Choupo (Híbrido de P. alba x
P. tremula)
Sicômoro (Ficus sycomorus)
Algas (Kelp, Ulva, Cladophora)
Parthenium hysterophorus
Jatropha curcus (folhas)
Jatropha curcus (sementes)
1.2.1.1
0,014
0,32
NA
NA
NA
NA
NA
NA
0,32
0,31-0,48
0,15
0,22-0,34
0,97
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
NA
21,9
Efeito do período e frequência de colheita
A produção de metano pode ser afectada pela composição química da planta que
se altera ao longo do estado de maturação, pelo que factores como o período de
colheita, frequência de colheita e selectividade da colheita (se engloba todos os
componentes da cultura: sementes, caules e folhas ou não) (Amon, 2006)
(Chynoweth, 1987 e 1985) (Gunaseelan, 1997), são parâmetros críticos para a
optimização do potencial de metano de uma determinada cultura.
Diversos
estudos
têm
referido
a
influência
do
período
de
colheita
na
produtividade específica de metano (Tabela 1-7). Contudo por vezes os
resultados apresentam pouca consistência para determinadas culturas, por
exemplo são referidos para o trevo aumentos de 50% quando colhido no estado
vegetativo em comparação com a época de floração, mas em outros estudos é
referida uma redução de 32 % para o mesmo período (Lehtomäki, 2006). Para o
trigo não se verificou nenhuma influência, no entanto utilizando outras culturas
cerealíferas como a cevada e o centeio verificou-se que ocorre um aumento de
11-14% quando a colheita é efectuada no estado intermédio de maturação das
culturas (Lehtomäki, 2006). Verifica-se que, para as variedades de milho
estudadas, o rendimento da biomassa e a produtividade específica de metano
desenvolvem-se em sentidos opostos. Por outro lado a produtividade de metano
por hectare é predominantemente influenciada pela variedade da cultura que por
sua vez possui um período óptimo para colheita (Amon, 2006).
Em espécies pertencentes a pastagens como Lolium (RyeGrass), capim (napier
grass – Pennisetum purpureum) ou ainda Alopecurus pratensis (ou Meadow
foxtail), apesar dos resultados não serem totalmente consistentes, verifica-se
que na generalidade das pastagens analisadas em (Lehtomäki, 2006; Prochnow,
2009) ocorre um aumento da produtividade especifica de metano quando as
culturas são colhidas
na época de floração ou inicio desta (inflorescência) em
comparação com a época vegetativa. Verificam-se algumas excepções como é o
caso do Alopecurus pratensis e do Pennisetum purpureum que podem estar
53
relacionadas com a frequência de colheita, pouca exactidão do grau de
maturação no momento do corte e/ou a variedade utilizada (Prochnow, 2009).
Por exemplo verifica-se que a produtividade específica de metano variou entre
0,28 e 0,40 l CH4/g SV para diferentes variedades de Sorghum (Jerger, 1987).
Tabela 1-7- Exemplo do efeito do período de colheita na produtividade de metano (Adaptado de:
Lehtomäki, 2006 e Amon, 2007)
Substratos
Trevo
Trevo
Lolium
(Françapirineus)
Alopecurus
pratensis
(AlemanhaNordeste)
Pastagem (feno)
Trigo
Milho
Cevada
Centeio
54
Período de
colheita/estado de
maturação da cultura
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Maior grau de maturação
(Floração)
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Grau
intermédio
de
maturação
Maior grau de maturação
(Floração)
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Grau
intermédio
de
maturação
Maior grau de maturação
(Floração)
Junho de 2002
Setembro de 2003
Fevereiro de 2004
3 cortes por ano (durante o
período de inflorescência)
2 cortes por ano (durante o
período de floração)
1 corte por ano (após a
floração)
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Grau
intermédio
de
maturação
Maior grau de maturação
(Floração)
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Grau
intermédio
de
maturação
Maior grau de maturação
(Floração)
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Grau
intermédio
de
maturação
Maior grau de maturação
(Floração)
Menor grau de maturação
(Vegetativo)
Grau
intermédio
de
maturação
Maior grau de maturação
(Floração)
Produtividade
específica de metano
(m3 CH4/kg SV ou m3/kg
MO)
0,14-0,21
Produtividade de
metano por área
(m3/ha)
0,14
NA
0,38
NA
0,55
NA
0,56
NA
0,42
NA
0,62
NA
0,63
NA
0,30
0,22
0,15
NA
NA
NA
0,22-0,36
NA
0,17
NA
0,15
NA
0,38
NA
0,39
NA
0,42
NA
0,37
6700
0,30
7200
0,27
7200
0,35
NA
0,50
NA
0,44
NA
0,28
NA
0,41
NA
0,37
NA
NA
Apesar do efeito do período de colheita na produtividade de metano ser bem
visível para algumas culturas, outros factores parecem estar relacionados como é
o caso das espécies e variedade de espécies utilizadas nos ensaios de
biodegradação, as condições de cultivo (clima e nutrientes) a que foram sujeitas
as culturas e a idade da cultura.
Amon (2007) desenvolveu um modelo de previsão da produtividade teórica de
metano com base na composição nutritiva de uma dada cultura (proteína,
gordura, celulose e hemiceluloses) concluindo que a produção total de metano é
dependente essencialmente do conteúdo em proteína e gordura. Derenzo (2000)
verificou
que
o
conteúdo
de
proteína
para
o
Capim
Elefante
diminui
consideravelmente com a idade da cultura.
Resumidamente, o período de colheita e o grau de maturação de uma cultura
bem como a sua composição no momento do corte parecem influenciar
directamente a produtividade específica de metano. Verifica-se que, de um modo
geral a produtividade de metano de uma cultura é menor com o aumento do seu
grau de maturação (Amon, 2007; Prochnow, 2009). Contudo podem existir
outros factores que poderão determinar o melhor período de colheita como a
espécie/variedade da cultura e condições de cultivo.
1.2.2
Armazenamento e conservação após colheita (Fase
II)
De modo geral a biomassa apresenta um conteúdo em hidratos de carbono não
estruturais que podem ser degradados facilmente em condições subóptimas de
armazenamento, ocorrendo a diminuição do conteúdo nutritivo do material e por
sua vez diminuindo a produtividade específica de metano (Lehtomäki, 2006;
Kamm, 2007; Amon, 2007; Pakarinen, 2008). Outro aspecto relacionado com a
conservação da qualidade do material colhido é o de garantir a continuidade da
alimentação do digestor durante o período em que decorre o ciclo da cultura que
pode demorar de 3 meses a 1 ano dependendo da cultura.
A adopção de técnicas rudimentares normalmente utilizadas na agricultura, como
a
ensilagem,
favorece
a conservação
do
material colhido.
Esta
técnica
recentemente estudada (Pakarinen, 2008) permite concluir que, em condições
apropriadas de ensilagem, o material poderá ser armazenado durante 11 meses
permitindo conservar cerca de 90% do conteúdo energético das culturas e pelo
55
contrário em condições não óptimas de armazenamento, 50% do potencial de
metano da cultura é perdido. O conteúdo energético de uma cultura que
influencia a produtividade final de metano é determinado de um modo simples
pelo conteúdo em SV, pelo que para reduções maiores de SV, durante o
armazenamento de uma cultura, menor é a produtividade específica de metano
(Pakarinen, 2008).
De modo geral verifica-se um efeito positivo na utilização da ensilagem como
método de armazenamento e conservação da biomassa colhida. A produtividade
de metano obtida para uma cultura após ensilagem é quase sempre superior
quando esta não é armazenada por esta via (Pakarinen, 2008; Prochnow, 2009).
A ensilagem favorece a solubilização dos açúcares provenientes da hemiceluloses
(Pakarinen, 2008), contudo após abertura do silo é necessário manter as
condições anaeróbias para que não ocorra a degradação desses açúcares
(Prochnow, 2009). Determinados factores como um maior conteúdo em sólidos
versus menor humidade, menor dimensão das partículas, adição de aditivos e o
controlo do pH do meio (ácido) de ensilagem parece serem preponderantes na
eficiência da ensilagem (Pakarinen, 2008; Prochnow, 2009). Dependendo da
composição
da
cultura
colocada
no
silo,
verifica-se
que
estes
factores
proporcionam um maior desenvolvimento das bactérias lácticas em comparação
com outras bactérias do grupo clostridia Clostridium proteolitica que provocam a
degradação e consequente perda da energia contida na biomassa (Pakarinen,
2008; Prochnow, 2009).
1.2.3
Composição do substrato versus fermentação (Fase
III)
Como já foi referido a etapa limitante da digestão anaeróbia de substratos
orgânicos insolúveis é a hidrólise e a consequente solubilização dos compostos
orgânicos.
De modo geral esta dificuldade esta associada a presença de lenhina. A lenhina é
refractária (não é digerida) à DA mesmo para longos períodos de tempo, devido
a falta de enzimas capazes de a degradar ou à necessidade de oxigénio por
outras enzimas para levar a cabo a degradação da lenhina (Chynoweth, 1987).
Alguns
modelos
matemáticos
têm
sido
desenvolvidos
para
estimar
a
biodegradabilidade de um dado substrato com base na sua composição (Amon,
56
2007). Por exemplo, Chandler referido em Chynoweth (1987) e Amon (2007)
aplicou estes modelos de modo a prever a biodegradabilidade utilizando diversas
análises químicas e físicas de um grande número de substratos, chegando à
equação que prevê a biodegradabilidade de um dado substrato com base no seu
conteúdo em lenhina (Amon, 2007; Chynoweth, 1987):
B = 0,83 − 0,028x (Eq. 11)
Onde B é fracção biodegradável dum substrato dependendo do seu conteúdo em
lenhina (κ, em % SV).
Conclui-se que quanto maior é o seu conteúdo em lenhina menor é a sua
biodegradabilidade. Por outro lado a presença de lenhina afecta ou impede a
degradação da celulose e das hemiceluloses (Mosier, 2005b).
Alguns autores referem que a dificuldade de degradação da celulose e das
hemiceluloses pode ser superada mediante a utilização de um inóculo contendo
celulases e a utilização de um volume elevado de inóculo (Sullivan, 2008;
Sullivan, 2005; Hu, 2005; Hu, 2004; Mosier, 2005b; Gunaseelan, 1997;
Gunaseelan, 1995; Chynoweth, 1987). De certo modo, aumentando a presença
de celulases no inóculo e utilizando volumes elevados de inóculo, maior será a
especificidade da degradação e maior é a superfície de contacto, levando a um
aumento da cinética da degradação.
O consórcio de organismos existentes no rúmen é referido como sendo
altamente eficiente na degradação de substratos celuliticos, como pasto e grãos
que são a maioria dos alimentos dos ruminantes. Em termos operacionais
verifica-se que o inóculo do rúmen hidrolisa a celulose presente em substratos
orgânicos a taxas não atingidas por organismos presentes nos efluentes
domésticos e resíduos orgânicos (Sullivan, 2008; Ward, 2008; Hu, 2005; Hu,
2004).
Hu (2005) verificou que 55-70% dos resíduos da cultura do milho (caules e
folhas) foram convertidos durante a digestão anaeróbia quando se utilizou rúmen
como inóculo. Ward (2008) referiu uma solubilização de 90% das fibras
existentes numa mistura de resíduos, contendo 70% de resíduos alimentares,
20% de fezes e 10% de algas verdes, quando se utilizam bactérias celuloliticas
existentes no rúmen como a Fibrobacter succinogenes.
Contudo é também referido que as bactérias celuloliticas podem potencialmente
entrar no digestor municipal devido às águas pluviais ou através das fezes dos
57
seres humanos ou animais. Estas bactérias são conhecidas por se encontrarem
presentes no cólon humano e no ceco dos ratos, nos intestinos dos cavalos e nos
sedimentos estuarinos, etc. Por exemplo, o GTI (Gas Technology Institute of
Chicago) efectuou diversos estudos utilizando inóculo proveniente de sedimentos
estuarinos para digerir a alga Kelp. Verificaram que não ocorria uma degradação
tão acentuada como a que se verifica com a utilização de inóculo proveniente das
lamas de ETAR (Chynoweth, 1987).
De modo geral, é possível que existam bactérias celuloliticas nos digestores
municipais, contudo a eficiência de degradação parece ser superior quando se
utilizam as bactérias presentes no rúmen. Esta diferença parece estar associada
á comunidade microbiana existente. No caso do rúmen os microrganismos mais
importantes e que degradam a celulose são Fibrobacter succinogenes, R. albus e
Ruminococcus
anaeróbios
flavifaciens.
municipais
Enquanto
nos
encontram-se
aterros
presentes
sanitários
outras
e
digestores
espécies
de
microrganismos tais como as pertencentes aos grupos Firmicutes e Clostridia
(Sullivan, 2008).
1.2.3.1
Composição da biomassa lenhocelulosica
A composição da biomassa lenhocelulósica pode variar consideravelmente entre
grupos (lenhosas, herbáceas, algas) mas pode também variar entre espécies e
dentro da própria espécie dependendo das condições de cultivo e crescimento
(Prochnow, 2009; Amon, 2007; Chynoweth, 1987). A composição do substrato é
pois o principal factor a afectar o rendimento específico de metano. Chynoweth
(1987) refere por exemplo que, no caso de culturas como o sorgo/cana-deaçúcar ou kelp a biodegradabilidade elevada se deve ao conteúdo em sacarose e
manitol respectivamente. Por exemplo tem-se vindo a utilizar determinados
aditivos inorgânicos como aumento da produtividade específica de biogás de
determinados substratos, como por exemplo a pectina, que é um dos elementos
presentes na biomassa lenhocelulósica. Verificou-se que a adição de 10g/l de
pectina na digestão de estrume de vaca contribuía para um aumento na
produção específica de biogás em cerca de 150% com conteúdo de metano igual
a 65% (Yadvika, 2004).
Apesar da lenhina ser refractária a DA outros factores deverão ser também
considerados na degradação de uma planta, como o material celular não
58
associado à matriz lenhocelulosica: hidratos de carbono solúveis e não
estruturais bem como compostos azotados como as proteínas e ácidos nucleicos.
De modo geral a biomassa lenhocelulósica pode ser visualizada como um
organismo vivo constituído por ramos, caules, folhas, etc. Trata-se de um
organismo constituído por um conjunto de tecidos com diferentes funções e que
formam as folhas, caules, ramos, raízes, flores e frutos. A biomassa apresenta 3
tipos de tecidos:
•
Tecido de revestimento (epiderme) - células que formam a camada
superficial das folhas e caules;
•
Tecidos vasculares (xilema e floema) que têm a função de transportar os
fluidos e nutrientes internamente;
•
Tecido de sustentação e preenchimento (clorênquima, esclerênquima e
parênquima) - células que produzem os nutrientes através da fotossíntese
e armazenam os nutrientes no interior das células e conferem suporte.
Em geral a celulose ocupa cerca de 90% em peso seco da parede celular das
células que constituem estes tecidos, sendo o biopolimero mais abundante na
natureza compreendendo cerca de 45% do peso seco da madeira podendo
chegar a 98 % do peso seco de determinadas grupos como por exemplo na juta,
linho e algodão. O interesse de utilizar a biomassa como substrato da DA advém
deste facto. Contudo a celulose é um polímero bastante cristalino e com um
elevado grau de polimerização o que torna difícil a sua solubilização (Rowell,
2005; Chynoweth, 1987).
A unidade repetitiva da celulose é designada por celobiose e é formada por duas
unidades de glucose, unidas por ligações β-(1-4), conhecidas por ligações
glicosidicas (Figura 1.7). O grau de polimerização da celulose é devido ao
número de moléculas de glucose. Goring e Timell (1962) determinaram a média
do grau de polimerização (DP) para a celulose de várias espécies utilizando um
processo de nitração. Verificando-se que a celulose da madeira apresenta um
grau de polimerização entre 9000-10000 unidades podendo possivelmente
atingir as 15000 unidades. Um grau de polimerização igual a 10000 corresponde
a uma cadeia linear de aproximadamente igual a 5µm correspondente a um peso
molecular entre 10000 a 150000 (Rowell, 2005).
59
Figura 1.7- Unidades básicas da molécula de celulose (adaptado de SIGMA, 2009)
A estrutura linear que lhe é característica permite que este polímero estabeleça
ligações por pontes de hidrogénio intra e intermoleculares, resultando na
agregação das cadeias polimericas e formando uma estrutura cristalina ou
microfibrila constituída por 36 cadeias de celulose ou micelas (Figura 1.8) e
posteriormente em macrofibrilas (Jørgensen, 2007; Magenta, 2009). A celulose
está
associada
a
outros
polissacarídeos,
principalmente
hemiceluloses
(xiloglicanas e xilanas) e compostos pécticos (galacturonanos).
Figura 1.8- Estrutura simplificada de uma fibra vegetal: a) Parede celular; b)Macro-Fibrilas,
c)Micro-fibrilas, d)micelas (adaptado de Magenta, 2009)
Existem diferentes tipos de celulose na madeira: cristalina (não acessível) e não
cristalina ou amorfa (acessível). A celulose acessível e não acessível refere-se à
disponibilidade da celulose em relação à água, microrganismos, etc. Por outro
lado, a celulose não cristalina apesar de se encontrar acessível pode tornar-se
não acessível devido ao facto de estar “coberta” com cadeias de hemiceluloses e
lenhina que dificultam o acesso por parte da água e microrganismos. Esta
celulose é designada por celulose I ou celulose original e é o único tipo de
celulose que ocorre na natureza (Rowell, 2005). Alguns autores indicam que
60
apesar da estrutura elementar da fibrila ser cristalina defendem que a sua
superfície é amorfa. A superfície hidrofóbica da celulose forma uma camada
densa de água em seu redor, que impossibilita a difusão das enzimas e
consequente degradação (Jørgensen, 2007).
A estrutura da celulose em conjunto com as ligações intermoleculares por pontes
de hidrogénio confere a este polímero uma considerável força à tensão pelo que
torna este polímero insolúvel para a maioridade dos solventes sendo por
conseguinte dificilmente degradável.
A celulose original é insolúvel na maior parte dos solventes inclusive em bases
fortes. O tratamento com bases fortes causa a dilatação da celulose mas não
causa a solubilização ou dissolução. Pelo contrário, a celulose dissolve-se em
ácidos fortes tais como 72% de ácido sulfúrico, 41% de ácido hidrocloridrico e
85% de ácido fosfórico. Posto isto é muito difícil de isolar a celulose da madeira
numa forma pura uma vez que esta está intimamente associada à lenhina e
hemicelulose formando uma matriz celular lenhocelulosica (Magenta, 2009).
Em termos gerais a matriz celular de uma planta apresenta a seguinte
configuração dependendo do grau de maturação (Figura 1.9):
Figura 1.9- Parede celular (Magenta, 2009)
A celulose é o constituinte principal da parede celular e em redor desta
encontram-se a hemiceluloses e lenhina. Na parede celular é possível distinguir 4
camadas concêntricas. A camada mais externa é designada por parede primária
e possui cerca de 0,1 mm de espessura e contem cerca de 1/3 de celulose
(Chynoweth, 1987). Esta camada é constituída essencialmente por microfibrilas
que apresentam uma disposição intercalar. Consoante o grau de maturação da
61
planta vai ocorrendo a deposição interna à parede primária de camadas
adicionais, formando a parede secundária. Estas camadas são denominadas por
S1, S2 e S3, respectivamente, sendo que a última pode estar ausente. Na
parede secundária as microfibrilas das camadas exteriores (S1) estão enroladas
em hélice de forma alternada entre cada uma, formando uma espiral. Na camada
intermédia (S2) a fibras de celulose encontram-se muito juntas e paralelas entre
si de modo helicoidal. A camada mais interna (S3) consiste de microfibrilas em
espiral sendo que a sua estrutura não é ainda muito bem definida (Chynoweth,
1987). A lamela média é a linha de união entre as paredes primárias de duas
células contíguas.
As
hemiceluloses
consistem
num
conjunto
diversificado
e
complexo
de
polissacarídeos com um baixo grau de polimerização em média de 100-200
unidades. As hemiceluloses estão associadas a celulose e lenhina e fornecem à
parede celular rigidez e flexibilidade. As hemiceluloses são constituídas por uma
família de polímeros altamente ramificados e que quando hidrolisados torna
possível distinguir as várias unidades: pentoses (D-xilose e L-arabinose),
hexoses (D-manose, D-glucose, D-galactose) e ácidos urónicos (ácido Dglucuronico,
ácido
4-O-metil-D-glucuronico
e
ácido
D-galacturonico).
As
hemiceluloses contêm uma estrutura ramificada que consiste na repetição destas
unidades de açúcar que estão ligadas por β-1,4 linearmente, apresentando
ramificações nos átomos 1-2; 1-3 e 1-6.
As hemiceluloses consistem usualmente em diferentes tipos de monómeros de
açúcares e na generalidade das situações as hemiceluloses são referidas pelo
açúcar estrutural como é o caso do Xilana (ligações β-1,4-D-xilose) ou o Manana
(ligações
β-1,4-D-Manose)
(SIGMA,
2009)
(Figura
1.10).
Contudo
na
generalidade das situações ocorrem ramificações com outros açúcares, pelo que
as hemiceluloses normalmente são referidas pelos açúcares que contêm, como
por exemplo: galactoglucomanana, arabinoglucuronoxilana, arabinogalactana,
glucuronoxilana, glucomanana, etc. (Rowell, 2005) (Figura 1.11).
As hemiceluloses contêm ainda grupos acetil e metil (por exemplo nas folhosas
por cada 10 unidades de xilose ocorrem 7 grupos de acetil). As hemiceluloses
são solúveis em bases fortes e são facilmente hidrolisadas por ácidos. Contudo
pode ocorrer que cerca de 10% das hemiceluloses manifestem resistência à
hidrólise por se apresentarem em forma de polímero linear (maior cristalinidade)
como é o caso do Xilana. Verifica-se que de modo geral as culturas pertencentes
62
a categoria de angiospérmicas
ngiospérmicas bem como resíduos agrícolas (pasto e palha de
trigo) são ricos em pentoses (xilose) pelo que as hemiceluloses são constituídas
sobretudo por Xilanas (4-O-metil-glucuronoxilanas, glucuroarabinoxilanas).
glucuroarabinoxilanas No
caso
das
gimnospérmicas
imnospérmicas
(pinheiro,
picea)
apresentam
hemiceluloses
constituídas por unidades de manose pelo que possuem polímeros de mananas
(arabinoglucomananas)) (Jørgensen, 2007).
Figura 1.10- Unidades de Xilose constituindo o Xilano (adaptado de SIGMA, 2009)
Figura 1.11- Cadeia parcial da hemicelulose denominada por 4-O-Metil-Glucuronoxilano
Glucuronoxilano (Adaptado
de Rowell, 2005)
Relativamente à lenhina este polímero compreende cerca de 20-30%
20
em peso
seco dos tecidos vasculares das plantas e tem um papel importante na fixação
dos açúcares na parede celular das plantas em termos
termos físicos e químicos
(Chynoweth,
1987).
É
um
polímero
amorfo
constituído
por
unidades
fenilpropanoicas designadas por ácidos hidroxicinamicos (p
(p-cumárico e ácido
ferúlico) cujos precursores são álcoois aromáticos denominados por monolignois:
p-coumaril, coniferil e álcoois sinapil (Figura
(
1.12), constituídos
onstituídos respectivamente
pelos grupos aromáticos: p-hidroxifenil
hidroxifenil (H), guaiacil (G) e Siringil (S). Durante o
processo de lenhificação os monolignois agrupam-se
agrupam se formando
forman
um complexo
polímero tridimensional através das ligações β-O-4, α-O-4, β-5, β-1,
1, 5-5,
5 4-O-5 e ligações
β-β.. Deste modo ocorre a formação de uma estrutura amorfa e mais
desorganizada que a encontrada nos polímeros da celulose e hemiceluloses
hemicelulose
(Buranov, 2008).
63
Figura 1.12- Estrutura de um monolignol: 1) p-coumaril, 2) coniferil e 3)álcoois sinapil (Buranov,
2008)
Devido a este processo de síntese de ligações de radicais existem 3 grupos de
lenhinas: as lenhinas provenientes das resinosas (gimnospérmicas), as lenhinas
provenientes das folhosas (angiospérmicas) e as lenhinas provenientes das
culturas herbáceas. Nas lenhinas existentes nas madeiras (resinosas e folhosas)
as subunidades G e S ocorrem em maior proporção enquanto as lenhinas
existentes em culturas herbáceas as três subunidades (G, S e H) ocorrem em
proporções significativas com diferentes razões (Buranov. 2008).
A lenhina esta normalmente associada aos hidratos de carbono ou açucares
(hemiceluloses e celulose) através das ligações α-carbono e C-4 do anel
benzénico. Esta associação é designada por complexo lenhina-hidratos de
carbono (Figura 1.13) ou Lignin-Carbohydrate complexes (LCC).
Figura 1.13- Complexo formado entre as unidades de Lenhina e os Hidratos de Carbono (Adaptado
de Buranov, 2008)
A grande barreira para a utilização dos açúcares da biomassa é devido a esta
associação de compostos fenólicos com os mesmos açúcares. No entanto a
64
acessibilidade depende da espécie da planta, da órgão da planta e do grau de
maturação da planta (Buranov, 2008).
Na biomassa lenhocelulósica, como já foi referido, ocorrem ainda açúcares não
estruturais como a pectina e o amido cuja solubilização é bastante mais fácil. A
pectina é um polissacarídeo ramificado constituído principalmente de polímeros
de ácido galacturónico, ramanose, arabinose e galactose. Encontra-se nas
paredes da célula primária e nas camadas intercelulares (lamela média) das
plantas. É um polímero abundante em frutos que ocorre em menores
quantidades nos tecidos das plantas e árvores. A pectina (Figura 1.14) é um
ácido linear de ligações α-1,4 de ácido D-galacturónico com grupos de metoxila
ou óxidos de metil (Chynoweth, 1987: KJEMI, 2009).
Figura 1.14- Exemplo de uma cadeia parcial de Pectina de α-1,4- acido D-galacturonico com um
grupo oxido de Metil (KJEMI, 2009)
O amido é um polissacarídeo sintetizado pelas plantas para ser utilizado como
reserva energética e ocorre em forma de grãos. O grão de amido é uma mistura
de dois polissacarídeos, amilose e amilopectina, polímeros de glicose formados
através de síntese por desidratação. A amilose é um homopolissacarideo linear
menos solúvel que a amilose e contem ligações α-1,4-D-Glucose. A amilopectina
(Figura 1.15)é um homopolissacarideo altamente ramificado composto por α-1,4D-glucose com ramificações via α-1,6 por ligações D-glicosidicas (Chynoweth,
1987; NREL, 2009).
Figura 1.15- Estrutura parcial da amilopectina (adaptado de NREL, 2009)
65
1.2.3.2
Formas de solubilizar os hidratos de carbono estruturais
De modo a maximizar a produção de metano, através da digestão anaeróbia de
uma planta, verifica-se a necessidade de proporcionar a máxima solubilização
dos hidratos de carbono estruturais e/ou aumentar a acessibilidade das bactérias
anaeróbias através da utilização de pré-tratamentos. Considera-se que o prétratamento ideal deverá aumentar a superfície de contacto, reduzir o conteúdo
em lenhina e a cristalinidade da celulose (Lehtomäki, 2006). Por vezes verificase a necessidade de utilizar diferentes pré-tratamentos em simultâneo de modo
a optimizar essas condições. De modo geral, os pré-tratamentos podem ser
divididos em mecânicos, térmicos, químicos e biológicos.
Os tratamentos mecânicos estão associados à redução da dimensão do material
de uma planta em partículas de menor dimensão. Esta redução pode ser
realizada mediante corte do material original em pequenas fracções através de
moagem, utilizando um moinho de facas, moinho de esferas ou moagem húmida.
O tratamento mecânico permite a redução da dimensão das partículas e da
cristalinidade da celulose permitindo uma redução do grau de polimerização, que
contribui para um aumento do rendimento da hidrólise em cerca de 5-25 %
dependendo do tipo de biomassa, tipo de moagem, e duração da moagem. Em
consequência reduz-se o tempo técnico de digestão em cerca de 23-59 %, bem
como um aumento na produtividade especifica de metano em cerca de 5-25%. A
redução das partículas abaixo dos 40 Mesh (0,4 mm) parece não ter influência
no rendimento da hidrólise bem como na taxa de hidrólise (Hendriks, 2009;
Angelidaki, 2000; Palmowski, 2000; Hartmann, 2000).
A Tabela 1-8 apresenta alguns dos resultados para diferentes substratos
lenhocelulósicos (Lehtomäki, 2006; Mshandete, 2005b):
Tabela 1-8- Efeito da redução das partículas de várias culturas lenhocelulosicas no potencial de
metano (adaptado de Lehtomäki, 2006; Mshandete, 2005b)
Substratos
Cynodon dactylon (Grama Bermuda)
Palha de Trigo
Palha de Cogumelo (espécies de cogumelos
secos ex: Volvaria volvacea)
66
Dimensão
partícula (mm)
0,088
0,4
1,0
6,0
30,0
0,088
0,4
1,0
6,0
30,0
0,088
0,4
da
Potencial de
(m3 CH4/kg VS )
0,226
0,228
0,214
0,205
0,137
0,249
0,248
0,241
0,227
0,162
0,365
0,367
metano
Fibra de Sisal (Agave sisalana)
Trevo
Pasto (feno)
Cana-de-açúcar
Sorgo
1,0
6,0
30,0
2
5
10
30
50
70
100
5
10
20
5
10
20
Moagem por esferas
0,8
8,0
1,6
8.0
0,358
0,347
0,241
0,216
0,205
0,203
0,202
0,192
0,190
0,178
0,200
0,140
0,210
0,320
0,350
0,270
0,320
0,240
0,290
0,420
0,410
Na generalidade dos substratos a produtividade especifica de metano aumenta
com a redução das partículas, verificando-se que a partir dos 0,4 mm não ocorre
nenhum aumento significativo na produtividade especifica de metano. Ocorre
contudo uma variação no que se refere ao pasto e ao trevo.
Como já foi referido o efeito da dimensão das partículas em conjunto com a
ensilagem podem actuar em conjunto proporcionando uma fase de prétratamento. Verifica-se que para o pasto a redução da dimensão das partículas
antes da sua colocação no silo aumenta a produção específica de metano,
método que é utilizado em muitas plantas na Alemanha (Prochnow, 2009).
Os pré-tratamentos térmicos e químicos ou ainda a junção dos dois baseiam-se
na solubilidade dos açucares estruturais e lenhina para diferentes condições. A
hemicelulose é um polímero facilmente hidrolisável por apresentar um peso
molecular e grau de polimerização inferior ao da celulose e por apresentar
ramificações com cadeias curtas (açucares) que por sua vez formam os LCC com
a lenhina. As hemiceluloses possibilitam a ligação entre a lenhina e as fibras de
celulose favorecendo uma maior rigidez a toda a estrutura lenhocelulósica, pelo
que aumentando a sua solubilização maior será a acessibilidade das bactérias à
celulose. A solubilidade das hemiceluloses aumenta com a temperatura na
seguinte forma descendente: manose, xilose, glucose, arabinose, e galactose
(Hendriks, 2009).
67
Dentro dos tratamentos térmicos existem os tratamentos com solventes líquidos
utilizando a água (autohidrólise) e com vapor de água designado por “Steam
explosion”.
De modo geral a solubilidade das hemiceluloses tem inicio entre as temperaturas
150-180ºC e a temperaturas superiores a 160 ºC ocorre também a solubilização
da lenhina. Neste caso os compostos libertados são na sua maioria compostos
fenólicos
que
poderão
ter
efeitos
inibidores
e
tóxicos
nas
bactérias
metanogénicas (Hendriks, 2009). Contudo verifica-se que para quantidades não
muito elevadas estes compostos podem ser convertidos a metano o que não se
verifica na produção de etanol (Hendriks, 2009; Chynoweth, 1987).
Ao nível dos tratamentos térmicos podem existir diversos factores que
contribuem para uma maior solubilização dos açucares de hemiceluloses e
remoção de lenhina e, ao mesmo tempo, poderão contribuir para a inibição das
bactérias. No caso da hidrólise térmica com água os produtos derivados da
solubilização das hemiceluloses e lenhina são menores e em menor concentração
devido à maior quantidade de água em comparação com o Steam Explosion.
Devido às baixas concentrações os riscos de inibição e da degradação de
compostos como o furfural e a condensação e precipitação de compostos
derivados da lenhina é menor (Hendriks, 2009).
Dentro da hidrólise térmica com água outros factores poderão contribuir para
uma maior solubilização da hemiceluloses e remoção da lenhina tais como: a
concentração de sólidos no reactor (em sistemas descontínuo), temperatura
utilizada versus tempo de reacção e se ocorre ou não controlo do pH (Hendriks,
2009). Durante a hidrólise térmica ocorre uma solubilização gradual dos açucares
das hemiceluloses, inicialmente açucares de cadeia longa (oligossacarideos), e
também de grupos acetil e ácidos que estão presentes na hemiceluloses. Com o
prolongar do tempo de reacção (no caso dos sistemas descontínuos) a existência
destes grupos promove a quebra das ligações éter na biomassa promovendo a
remoção e hidrólise dos oligossacarideos a monossacarideos ocorrendo a
formação de ácidos orgânicos como o ácido acético. Durante esta solubilização
ocorre um abaixamento do pH derivado dos ácidos orgânicos formados (Yang,
2008; Caparrós, 2007; Garrote, 2007; Donghai, 2006; Liu, 2005; Wyman,
2005). Donghai (2006) refere que materiais diferentes da mesma planta (folhas
e caules de milho) possuem reduções de pH diferentes atingindo-se valores mais
baixos de pH para o caule do que para as folhas, evidenciando, mais uma vez, a
68
diferença da constituição dos tecidos de uma planta, sendo que neste caso as
folhas parecem apresentar um efeito tampão superior ao caule.
Na hidrólise térmica com água da palha de arroz e resíduos da cultura de milho
distinguem-se 4 grupos: compostos derivados de açúcar, compostos derivados
de lenhina, compostos derivados de azoto e ácidos gordos. Por vezes, neste tipo
de tratamentos térmicos a água é substituída por ácidos de modo a diminuir o
tempo de reacção e a aumentar os produtos solubilizados, contudo a degradação
dos oligossacarideos é mais severa formando rapidamente monossacarideos e
posteriormente aldeídos principalmente furfural (das pentoses) e 5-hidroximetil
furfural (das hexoses) que provocam inibição nos organismos fermentativos
(Mosier, 2005a).
Analisando os sistemas de tratamento térmico com água verifica-se que ocorrem
diferenças acentuadas de remoção de hemiceluloses e lenhina entre sistemas
contínuo/parcial e sistemas descontínuos. Liu (2005) verificou que os sistemas
contínuo/parcial (1-10 ml/min) removem mais hemiceluloses, entre 93,8% 98,6% do que os sistemas descontínuos com remoções inferiores a 80%.
Contudo a principal diferença refere-se à remoção da lenhina: nos sistemas
descontínuos a remoção apenas alcançou os 12% aos 20 minutos diminuindo em
seguida e nos sistemas contínuo/parcial verificou-se a remoção de 60 % de
lenhina aos 24 minutos para a mesma temperatura (200ºC). Outros autores
referem ainda que nos sistemas descontínuos as remoções de hemiceluloses são
inferiores a 65% e que nos sistemas contínuos é possível alcançar 75% de
remoção de lenhina (Yang, 2008; Mosier, 2005a).
Esta diferença de eficiência entre os dois sistemas parece dever-se ao facto de
que nos sistemas descontínuos os tempos de reacção/retenção são mais
elevados possibilitando a degradação dos oligossacarideos a monossacarideos e
ao reagrupamento dos compostos de lenhina (Yang, 2008; Liu, 2005). Liu (2005)
refere ainda que após arrefecimento a lenhina precipita ligando-se novamente às
fibras impedindo a degradação da celulose. Contudo as eficiências de remoção de
hemiceluloses e lenhina dependem do substrato lenhocelulosico utilizado (Yang,
2008). A Tabela 1-9 permite evidenciar o efeito da hidrólise térmica na remoção
das hemiceluloses em sistemas contínuos e descontínuo (Yang, 2008):
69
Tabela 1-9- Exemplo do efeito da remoção de hemiceluloses e sua comparação entre tratamentos
térmicos com água (200 ºC; 10 min) em sistemas descontínuos e contínuos (Adaptado de Yang,
2008)
Substrato
Resíduos de
cultura do
milho
Xilana de
cereal de
aveia
Fluxo de
água (ml/min)
0
(descontínuo)
2
25
0
(descontínuo)
2
25
Remoção
total de
Xilanas
38,1
Rendimento (%)
Grau de
Oligomeros
Polimerização
de cadeia
1-30
comprida
28,1
10,0
Açucares de
cadeia curta
/Açúcares de
cadeia comprida
2,8
48,2
73,3
73,1
20,3
9,1
30,1
27,9
64,2
43,0
0,7
0,1
0,7
92,1
91,1
0,3
0,4
91,8
90,8
0,003
0,004
Recentemente tem-se verificado que os métodos mais eficazes de destruir os
complexos LCC são, para além da hidrólise térmica com água, os tratamentos
alcalinos. Contudo a eficiência destes tratamentos depende da constituição da
biomassa em termos da disponibilidade de ácidos hidroxicinâmicos como pontes
de ligação entre as hemiceluloses e a lenhina (LCC) e a constituição em termos
das subunidades da lenhina (Buranov, 2008).
Verifica-se contudo, na generalidade dos substratos lenhocelulósicos, que o
tratamento alcalino e o tratamento termo-alcalino são mais eficientes na
remoção
da lenhina (Buranov, 2008;
Wyman, 2005;
Mosier, 2005b)
e
consequentemente verificam-se melhores resultados ao nível da produtividade
especifica de metano (Zheng, 2009; Hendriks, 2009; Ward, 2008; Angelidaki,
2000; Gunaseelan, 1995; Chynoweth, 1987; Chynoweth, 1985).
Outros autores referem ainda que, dependendo da cultura e da concentração de
reagente alcalino ou ácido utilizada, pode verificar-se uma degradação da
celulose (Buranov, 2009), pelo que se tem verificado o surgimento de outros
pré-tratamentos químicos utilizando hidróxido de amónio e ureia.
O hidróxido de amónio aparece como um dos reagentes mais eficientes no
aumento da digestibilidade da celulose possuindo a vantagem de poder ser
recuperado devido a sua grande volatilidade (Wyman, 2005). O tratamento
utilizando o hidróxido de amónio destrói a estrutura cristalina da celulose e as
ligações acetil melhorando a degradação enzimática da celulose. Destacam-se
dois métodos AFEX (Ammonia Fiber Explosion) e ARP (Ammonia Recycle
Percolation) que resultam em rendimentos elevados de degradação da celulose e
remoção mínima da lenhina e hemiceluloses. O hidróxido de amónio a
temperaturas elevadas dilata a biomassa, despolimeriza a lenhina e quebra os
70
complexos LCC não ocorrendo a degradação dos açucares (Buranov, 2008). É
referido por outros autores que a amónia (AFEX) não degrada ou remove a
lenhina, mas que aparentemente altera ou modifica a sua estrutura diminuindo a
interferência
da
lenhina
na
degradação
da
celulose,
e
por
outro
lado
despolimeriza as hemiceluloses através da catálise básica (NH3OH) abrindo mais
a estrutura da biomassa, e os açucares removidos são na sua maioria na forma
oligómerica (Wyman, 2005). Verificou-se por exemplo que utilizando o sistema
de recirculação da amónia (ARP) que consiste em passar amónia aquosa (1015% Wt) através da biomassa a temperaturas elevadas (150-170ºC) que é
possível alcançar 90% da digestibilidade dos resíduos de cultura do milho
(Wyman, 2005). Existe ainda um outro sistema (SAA: Soaking Aqueous
Ammonia) que consiste em tratar a biomassa com amónia aquosa em reactores
descontínuos a temperaturas moderadas (20-60ºC) sob pressões atmosféricas,
atingindo resultados similares ao ARP (Wyman, 2005).
A Tabela 1-10 resume o efeito de cada pré-tratamento nas propriedades físicas e
químicas da matriz lenhocelulosica (Hendriks, 2009):
Tabela 1-10- Exemplo do efeito de vários pré-tratamentos no material lenhocelulosico (adaptado
de Hendriks, 2009)
Prétratamento
Aumento
da
superfície
especifica
Mecânicos
Hidrolise
térmica com
água
(descontinuo)
Hidrolise
térmica com
água
(continuo)
Ácido
Alcalino
Térmico +
ácido
Térmico
+alcalino
Amónia
(AFEX)
Steam
explosion
(CO2)
+
+
Solubilização
da
hemiceluloses
Solubilização
da Lenhina
Alteração
da
estrutura
da
lenhina
Formação de
Furfural(HMF)
+
ND
+
-
-
-
+
ND
+
+/-
-
-
+
+
+
ND
ND
ND
+
+
+/+/-
+
+
+
+
+
+
ND
-
+/-
+
-
+
+
-
+
+
-
5
+
Destruição
da
estrutura
cristalina
+
5
+Apresenta um efeito elevado; - apresente um efeito reduzidos; ND - efeito Não
Determinado
71
Verifica-se que os tratamentos com maior destaque devido à economia e
eficiência do processo são o “steam explosion”, tratamento com cal, sistemas de
hidrólise térmica e o tratamento com hidróxido de amónio. Bauer (2009) refere
um aumento da produtividade especifica de metano entre 14-44 % utilizando o
processo steam explosion com temperaturas entre 160-180 ºC, para a palha do
trigo.
Verifica-se também que a utilização de pré-tratamentos biológicos e/ou aeróbios,
onde se destaca a utilização de celulases, do fungo da podridão braça (White rot
fungi-Phanerochaete chrysosporium) e a utilização de lamas activadas permitem
solubilizar os hidratos de carbono estruturais e/ou aumentar a acessibilidade das
bactérias anaeróbias (Gerhardt, 2007; Lehtomäki, 2006; Mshandete 2005a;
Kohlmann, 1995).
Os pré tratamentos biológicos têm a vantagem de ser simples nem requerem
grandes investimentos mas, até ao momento não se verificou um aumento
significativo da produção específica de biogás (Lehtomäki, 2006). Contudo,
mostrou-se que a aplicação de enzimas hidrolíticas em biomassa lenhocelulósica
permite obter mais 19,7 % de biogás acumulado (Gerhardt, 2007).
As enzimas hidrolíticas normalmente utilizadas na produção de etanol são
enzimas que degradam as ligações da celulose e das hemiceluloses, extraídas de
um organismo conhecido (o mais comum designa-se por Trichoderma reesei).
As celulases são enzimas que podem ser classificadas em três grupos distintos
consoante as ligações que quebram: exo-1,4-β-D-glucanase também designadas
por celobiohidrolase e que libertam os dímeros de celobiose dos terminais da
molécula
de
celulose;
endo-1,4-β-D-Glucanase
que
quebram
as
ligações
glicosidicas internas β-1,4 de modo aleatório ao longo da cadeia de celulose; 1,4β-D-glucosidase que hidrolisa os dímeros de celobiose a glucose e também
hidrolisa a glucose existente nos oligossacaridos. Estas enzimas actuam
sinergeticamente na hidrólise da celulose criando espaços de maior acessibilidade
para cada enzima dentro do material lenhocelulósico (Jørgensen, 2007).
As hemicelulases apresentam uma maior diversidade devido a complexidade do
polímero das hemiceluloses, contudo destacam-se as endo-1,4-β-D-xilanases,
que hidrolisam as ligações internas na cadeia dos xilanos, 1,4-β-D-xilosidades
que atacam os xilooligossacarideos das extremidades não reduzidas libertando
xilose, endo-1,4-β-D-manases que quebram as ligações internas dos mananos,
1,4-β- D-manosidase que atacam os mannooligossacarideos e os convertem em
72
unidades de manose. Por outro lado os grupos terminais são removidos por outro
grupo
de
enzimas
as
α-D-galactosidase,
α-L-arabinofuranosidase,
α-
glucuronidase, acetil xilano esterase e acido ferúlico e p-cumárico esterases
(Jørgensen, 2007).
As enzimas associadas a degradação dos hidratos de carbono são proteínas
modulares com um modulo ou centro activo especifico de ligação ao açúcar
designado por (CBM- carbohydrate-binding module). Estes CBM são divididos em
famílias de enzimas e actualmente existem 49 famílias. A função de um CBM é a
de orientar e estabelecer contacto directo entre o centro catalítico ou modulo
catalítico com o substrato. Em alguns CBM verificou-se que estes possuem
também a particularidade de romper as fibras de celulose. A existência de outras
enzimas, mesmo que não envolvidas na hidrólise da celulose, podem melhorar o
desempenho da preparação enzimática (Jørgensen, 2007).
Devido à complexidade do material lenhocelulósico normalmente utilizam-se dois
tratamentos de modo aumentar a acessibilidade das enzimas à celulose.
Verificou-se um aumento na conversão da celulose a glucose de um pouco mais
de 80-60% utilizando a junção de tratamento térmico (180ºC) com o biológico
utilizando o fungo Pluerotus ostreatus em substratos de ramos de colza e ramos
de feijão-frade. Contabiliza-se contudo um tempo total de pré-tratamento de 4050 dias (Kohlmann, 1995).
Diversos autores (Zhang, 2007; Lehtomäki, 2006; Martins, 2003; Kohlmann,
1995) referem o interesse da utilização dos fungos comummente designados por
da podridão branca como pré-tratamento biológico, pois são os únicos
organismos capazes de degradar completamente a lenhina devido a produção de
enzimas extracelulares. Contudo até ao momento não se verificou a sua
utilização em conjunto com a digestão anaeróbia.
Um pré-tratamento aeróbio parcial (compostagem parcial) tem sido também
sugerido como pré-tratamento, referindo-se que na fase termofílica do processo
de compostagem ocorre ou pode ocorrer a degradação da lenhina mas os
resultados até ao momento não foram relevantes (Lehtomäki, 2006). Mshandete
(2005a) verificou que utilizando as lamas activadas como inóculo do tratamento
aeróbio antes da digestão anaeróbia provoca um efeito bastante positivo na
digestão do substrato contendo material lenhocelulósico. Obteve-se 26% mais
metano após 9h de tratamento com lamas activadas em comparação com o
substrato não tratado. Conclui que as lamas activadas possuem um consórcio de
73
microrganismos
que
produz
enzimas
capazes
de
hidrolisar
material
lenhocelulósico e que a mistura de polímeros presentes no substrato estimula a
sua produção.
1.2.3.3
Tecnologia do reactor utilizado para a digestão de biomassa
De modo geral, verifica-se que as culturas energéticas ou resíduos agricolas
podem ser digeridos como substratos principais ou como substratos conjuntos
em co-digestão, utilizando-se três tipos de sistemas de digestão mediante o seu
conteúdo em sólidos. Sistemas húmidos cujo conteúdo em sólidos não ultrapasse
os 8% de ST, semi-seco cujo conteúdo não ultrapasse os 16-22% de ST e os
sistemas secos cuja concentração de sólidos normalmente é sempre superior a
25% (Gunaseelan, 1997). Nos dois primeiros casos geralmente utiliza-se o
reactor CSTR (reactor continuo de mistura completa) no último caso utilizam-se
reactores específicos cuja tecnologia foi desenvolvida por diversas entidades:
RefCOM, SOLCON, DRANCO (compostagem anaeróbia em), KWU-Fresenius,
BIOCEL,
SEBAC
(compostagem
anaeróbia
em
reactores
sequências
descontínuos) (Gunaseelan, 1997).
Estes sistemas podem ainda ser repartidos em duas fases de digestão devido ao
facto de ser difícil alcançar condições óptimas de pH para a fermentação e
metanogénese, sistema que tem sido defendido por alguns autores (Wang,
2009; Ward, 2008; Klocke, 2007; Lehtomäki, 2006; Siegert, 2005; Gunaseelan,
1997; Chynoweth, 1987).
No caso de um sistema húmido a duas fases utilizam-se dois reactores com
agitação (CSTR), com tempos de retenção e carga distintos de modo a propiciar
condições de acidogenese num reactor e de metanogénese noutro. Deste modo
favorecem-se as condições para a hidrólise do material num primeiro reactor e
num segundo reactor propicia-se a redução completa do material levando a
produção de metano (Gunaseelan, 1997). Contudo, têm-se verificado alguns
inconvenientes na utilização dos reactores convencionais CSTR na digestão de
biomassa. A particularidade da biomassa tender a flutuar ao nível da superfície
do líquido do digestor obriga a que seja necessário aplicar mais agitação.
Dependendo da dimensão das partículas utilizadas forma-se um novelo em redor
das pás e veios de agitação o que obriga a uma manutenção e limpeza
constante. Por outro lado, devido às condições de campo e solo, a biomassa
74
muitas vezes vem contaminada com terra havendo a necessidade de remover o
sedimento do digestor com maior frequência (Prochnow, 2009).
Soluções para optimização do processo que têm sido propostas, tais como:
intensificar e aumentar a redução das partículas, a agitação hidráulica ou
pneumática em vez de mecânica ou a adopção de outros sistemas de digestão
como por exemplo digestão em seco. Contudo não houve ainda nenhum estudo
até ao momento no sentido de avaliar a eficiência destas mesmas soluções e o
seu impacte económico (Prochnow, 2009; Lehtomäki, 2007a).
A
elevada
concentração
de
sólidos,
característicos
dos
substratos
lenhocelulosicos ou da biomassa em geral, dependendo da carga orgânica
utilizada, afecta os custos de investimento e de operação do processo de DA
associado. Os substratos com baixas concentrações de sólidos requerem volumes
de reactor elevados e maiores temperaturas de processo do que os substratos
com maior concentração de sólidos (Jerger, 1982). Num sistema contínuo o tipo
de
alimentação,
nomeadamente
as
necessidades
de
bombagem
ou
de
processamento (pré-tratamento) do substrato, irá depender do conteúdo de
sólidos e da carga orgânica associada ao substrato utilizado.
O conteúdo em sólidos de diferentes substratos afecta o tempo de retenção
hidráulico do sistema (HRT) e as necessidades de calor do processo. Para maior
tempo de retenção de sólidos e tempo de retenção de microrganismos maior a
degradação de substratos, que são dificilmente degradáveis, aumentando a
estabilidade do processo e reduzindo as necessidades nutritivas (Chynoweth,
1987). É possível de aumentar estes tempos de retenção (de sólidos e de
microrganismos) para diversos tipos de tecnologias de reactores sem aumentar o
tempo de retenção hidráulico. Para substratos facilmente biodegradáveis com
baixo conteúdo em sólidos são utilizados reactores com biomassa fixa ou UASB
(reactor anaeróbio de fluxo ascendente com manta de lodo). Para substratos
com elevado conteúdo em sólidos e dificilmente biodegradáveis este tipo de
reactores não é aconselhável, devido a problemas operacionais e mecânicos. tais
como entupimento e colmatação do meio de suporte e do sistema hidráulico de
bombagem. Neste caso são utilizados reactores que promovam maiores tempos
de retenção de sólidos e de microrganismos tais como USR (reactor de fluxo
ascendente de sólidos) (Chynoweth, 1987). Contudo, aparte dos resultados
referidos por Srivastava (1988) em que a eficiência da degradação da alga kelp
(Macrocytis pyrifera) é sempre superior para os reactores USR em comparação
75
com CSTR para todas as cargas orgânicas (1,6-9,6 kg/m3d), não se tem
verificado uma maior utilização deste tipo de reactores na digestão de biomassa.
Klocke
(2007)
e
Lehtomäki (2007b
e
2006)
referem
que
os
sistemas
descontínuos têm sido recentemente adoptados na digestão de biomassa com
base num sistema de recirculação do lexiviado numa cama com o material sólido.
O processo foi desenvolvido em laboratório à escala piloto na Universidade ATB
na Alemanha (Leibniz - Institut für Agrartechnik Potsdam – Bornim) e
posteriormente
aplicado
numa
instalação
descentralizada
em
Sachsen
(Alemanha). Este sistema, conhecido por sistema a duas fases “leach-bed”
(Figura 1.16) permite manter as condições óptimas para cada um dos
organismos intervenientes na DA e é um sistema operado com menor consumo
de energia. Neste sistema realiza-se numa primeira fase a hidrólise do material
lenhocelulósico em reactores “leach-bed” em condições óptimas de pH e
temperatura, resultando na formação de um lixiviado com elevada carga
orgânica e baixo teor em sólidos. Posteriormente este sistema é combinado com
reactores de alta carga como UASB ou por filtros. Num reactor por filtros
(normalmente
utilizado)
permite
a
fixação
das
bactérias
metanogénicas
aumentando a degradação (Klocke, 2007; ATB, 2009).
Figura 1.16- Sistema de duas fases: na direita reactor anaeróbio ascensional (Leach-bed) com
circulação do lixiviado para um reactor de alta carga (Esquerda) (adaptado de ATB, 2009)
76
Chanakya (2009) propõe uma tecnologia de reactor convencional (fluxo pistão
em
3
fases)
onde
se
conseguem
garantir
condições
óptimas
de
hidrólise/fermentação e de metanogénese no mesmo reactor, sem grandes
consumos energéticos. Trata-se dum sistema que tem ganho aceitação na Índia
sobretudo no meio rural. É um reactor que é operado ao longo do ano com dois
tipos de substratos sólido:liquido consoante os fluxos de resíduos agrícolas
existentes durante o ano. Normalmente estes reactores funcionam durante os
meses de Verão utilizando biomassa (culturas herbáceas e ervas) ocorrendo uma
colonização elevada da população metanogénica e, durante os meses de Inverno
a alimentação de biomassa é interrompida dando-se inicio à alimentação de
efluentes líquidos com elevado conteúdo orgânico como por exemplo efluentes
do processamento do café. Neste caso a biomassa herbácea funciona como
biofilme de suporte para as bactérias metanogénicas. Dado o desenho do reactor
é possível obter 3 fases distintas de digestão minimizando a acumulação de
AGVs. À entrada do reactor é possível acumular os AGVs proporcionando
condições óptimas de hidrólise e fermentação e ao mesmo tempo permite
dispersar estes compostos orgânicos lentamente ao longo do reactor sem que
ocorra a inibição do processo. Reportam-se remoções de CBO (Carência
Bioquímica em Oxigénio) de 90%.
77
78
1.3 Características da cultura Cynara cardunculus L. e
sua utilização
A Cynara é uma cultura herbácea (ou Weedy) da família das Asteraceae
Compositae onde se englobam 8 espécies nativas da zona do Mediterrâneo: C.
humilis, C. cyrenaica, C. algarbiensis, C. cornigera, C. baetica, C. syriaca, C.
auranitica e finalmente a espécie mais selvagem, que se encontra por todo o
Mediterrâneo apresentando uma distribuição idêntica à oliveira (Olea europaea
L.), que se designa por C. cardunculus L. (Ortega, 2007).
Actualmente a Cynara cardunculus é subdividida em 3 variedades botânicas:
•
Cynara cardunculus L. var. sylvestris (englobando todas as espécies
selvagens);
•
Cynara cardunculus L. var altilis (variedade cultivável);
•
Cynara cardunculus L. var. scolymus (a alcachofra).
A Cynara cardunculus L., é uma cultura cujo ciclo de crescimento se encontra
perfeitamente adaptado ao regime de precipitação existente na região do
Mediterrâneo: chuvas intensas no Outono e Primavera e períodos extensos de
seca durante o verão. A Cynara ultrapassa esta dificuldade de seca canalizando
toda a humidade e água existente na planta para o seu rizoma secando a parte
aérea (Fernández, 1994), pelo que a biomassa colhida no final do ciclo se
encontra praticamente seca apresentando aproximadamente 11% de humidade.
Trata-se de uma cultura que tem sido objecto de estudo de vários programas de
I&D, com o suporte da EU, de modo a avaliar a sua aptidão para a produção de
biomassa e utilização à escala industrial. Destacam-se os projectos ECAS
(Energy Crops in the Atlantic space) em que cerca de 400 ha foram instalados
em Portugal. A sua produção anual pode alcançar entre 15 a 20 ton/ha
dependendo do solo e da precipitação (Gominho, 2001 e 2008; Fernández, 1994
e 2004) verificando-se contudo produções em anos específicos superiores e
iguais a 23-35 ton MS/ha (Pereira, 1994). Mais recentemente foi realizado um
estudo em Itália (Raccuia, 2007) que compara a produtividade para 14
diferentes genótipos de C. cardunculus L. durante 3 anos. Utilizando 5 genótipos
específicos para cultivo e 9 genótipos naturais verificaram que, em média a partir
do segundo ano, as culturas apresentam uma produtividade de 20 t/ha e que
determinados genótipos apresentam produtividades superiores. C. cardunculus L.
var. alitilis DC (genotipo E438) apresentou produtividades de 17,2, 33,3 e 39,3
t/ha no primeiro segundo e terceiro ano respectivamente. Um caso bastante
79
curioso foi o do genotipo silvestre C. cardunculus L. var. sylvestris lam.
(Genótipo Belpasso 2) que apresentou produtividades de 6, 27,9 e 34 t/ha nos
três primeiros anos respectivamente. Neste estudo, para todos os genótipos,
apenas foi efectuado regadio uma vez por ano no mês de Maio (50 mm de água)
com a excepção de no primeiro ano ser efectuado um regadio no mês de Agosto,
de 50 mm de água, para garantir o estabelecimento da cultura. A precipitação
teve um máximo de 692 mm e um mínimo de 234 mm verificando-se uma média
anual entre os 3 anos de 411 mm. Em termos de fertilização apenas foi utilizado
50 kg/ha de N no mês de Outubro. A experiência foi levada a cabo em Sicília no
Sul de Itália entre os anos 1998-2001 e as características do solo são de: 32 %
de areia, 31% de silte, 32% de argila, 5% de calcário, o pH de 7,6, apresentado
1,3% de MO e 1,3% de N. O estudo evidencia o facto de a cultura estar
perfeitamente
adaptada ao
clima semi-árido
característico
da região
do
mediterrânica verificando-se produtividades bastante elevadas tendo em conta a
qualidade do solo e as entradas (fertilizantes) efectuadas.
Gominho (2008 e 2001) e Pereira (1994) efectuaram uma caracterização química
da biomassa produzida e que se encontra resumida na Tabela 1-11 (Gominho,
2001; Gominho, 2008; Pereira, 1994; Ballesteros, 2008):
Tabela 1-11- Composição química dos componentes lenhocelulosicos de Cynara cardunculus L. em
% de MS (adaptado de 1- Gominho, 2001;2- Gominho, 2008, 3- Pereira, 1994, 4- Ballesteros,
2008)
Componentes
Extractivos
(%)
Lenhina
total6 (%)
Hidratos de carbono estruturais (%)
Ref.
Glucose7
Xilose8
Manose
Arabinose
Ramnose
Caules
20,0,9-14,614,3
17,1-17,014,3
31,865,533,8
12,126,014,7
2,3-3,70,6
1,8-2,51,2
0,7-0,9
(3)(1)(4)
Folhas
46,4
10,2
13,5
9,7
1,2
2,4
0,5
3
Medula
13,2
20,3
1,5-2,4
0,3-0,7
14,2
14,628,5
26,8
1,4-3,3
5,7
23,963,4
44,7
1,0
1,3
0,7
(3)(1)
2
Capitula9
Analisando os dados verifica-se que ocorre uma certa variação da composição
química dos vários componentes da planta. Relativamente ao caule verifica-se
6
Lenhina total igual ao somatório da lenhina Klason e lenhina soluvel
A % de glucose corresponde a % de celulose;
8
A % de xilose, manose, arabinose e ramanose corresponde a % de hemicelulose;
9
A composição do capitula corresponde a media da composição dos seus constituintes
que são os cabelos e os pappi
7
80
que ocorre uma elevada variabilidade da composição química no que se refere à
composição de celulose, hemiceluloses e extractivos entre os trabalhos de
Ballesteros (2008), Gominho (2001) e Pereira (1994), provavelmente devido à
origem do material. Em Pereira (1994) o material é proveniente do centro e sul
de Portugal e em Gominho (2001) e Ballesteros (2008) o material é proveniente
de Madrid (Escuela Tecnica Superior de Ingenieros Agronomos de Madrid).
Analisando a composição química dos caules verifica-se que o conteúdo em
hidratos de carbono estruturais é bastante diferente. Considerando ainda
Fernández (2006) verifica-se que a composição dos caules apresenta um
conteúdo em MS (em %) de celulose, hemiceluloses e lenhina igual a 47,8, 22,8
e 10,3 respectivamente, valores que quando comparados aos apresentados na
Tabela 1-11 evidenciam uma elevada variabilidade.
Provavelmente a variabilidade da composição da biomassa da Cynara deve-se às
condições climatéricas, ao tipo de solo, ao período de colheita, idade da cultura e
as condições de armazenamento após corte mas, até ao momento não se
verificou nenhum estudo que permita concluir qual dos factores é mais
importante e qual a variabilidade de cada um dos constituintes.
Em geral, no final de cada ciclo cultura, verifica-se uma produção de biomassa
repartida por diferentes componentes principais: caules, folhas e capitula nas
proporções de 40%, 25% e 35% (7% de vilanos e pelos, 11% de sementes e
17% do restante material do capitulo) respectivamente (Gominho, 2008;
Dalianis, 1996).
1.3.1
Pratica cultural e custos associados
A Cynara apresenta um ciclo de produção de biomassa que pode ser dividido em
duas fases: germinação e estabelecimento da cultura cuja duração é de 1 ano, e
uma segunda fase correspondente ao crescimento ou fase de produção de
biomassa. A
fase
de
crescimento
tem
inicio
no
Outono
dando
origem
rapidamente a uma flor em forma de roseta que se desenvolve constantemente
durante o inverno e inicio da primavera. Em climas amenos a planta desenvolve
um escape floral e de diversos ramos surgem diversos capítulos de flores. Em
Julho o fruto (onde se encontram as sementes) ou seja a flor atinge o ponto
máximo de maturação. Neste momento inicia-se o verão e a biomassa aérea
começa a secar devido à falta de água no solo, enquanto a parte subterrânea
81
entra em dormência. É pois no verão que se efectua o corte ou colheita desta
cultura. O novo ciclo inicia-se novamente com as primeiras chuvas de Setembro
e Outubro. Tendo em conta este ciclo a Cynara pode ser cultivada como cultura
energética com cortes anuais podendo atingir um tempo de vida útil superior a
12 anos. Contudo o tempo de vida útil máximo possível de atingir é ainda
desconhecido (Fernández, 2004).
No primeiro ano verifica-se a necessidade de uma fertilização que depende das
características do solo. Esta necessidade é superior à dos anos seguintes e igual
a 700 kg/ha de fertilizante 9:18:27 (N:P:K). Verifica-se também a necessidade
de preparação do solo antes da fase de sementeira. Na fase de sementeira são
aconselhadas distâncias entre 70-80 cm e a densidade de plantas deverá ser de
10 000-15 000 plantas/ha em condições não muito extremas de escassez de
água e, em situações extremas deverá ocorrer uma densidade de 7500
plantas/ha. Normalmente são necessárias cerca de 3-4 kg de sementes/ha
(Fernández, 2004).
Durante o ano de estabelecimento da cultura é necessário um controlo de
infestantes e a sua remoção mecânica principalmente antes do desenvolvimento
da copa da planta. Nos anos seguintes normalmente as primeiras folhas de
roseta desenvolvem-se primeiro que as infestantes pelo que nos ciclos seguintes
esta necessidade deixa de existir. Em termos de pestes e doenças são referidas
as espécies de afideos (Aphis ssp.), broca do caule (Gortyna xantenes Germ.),
broca
das
folhas
(Aapion
(Sphaeroderma rubidum
carduorum
Graells), roscas
Kirby)
e
(Agrotis
a
mineira
segetum
das
folhas
e Spodoptera
litoralis), diversas moscas (Agromysa ssp., Terellia ssp.) e traças (Pyrameis
cardui L.). Durante os meses de primavera e Outono é necessário verificar
periodicamente a presença de afideos e da broca das folhas uma vez que são as
pestes que se desenvolvem mais rapidamente. Normalmente a aplicação do
pesticida Dimetoato garante a eliminação e controlo das pestes referidas. Neste
primeiro ano verifica-se um custo aproximado de 368.74 €/ha (Fernández,
2004).
Do segundo ano para os seguintes é necessária a aplicação de fertilizante para
restaurar os nutrientes que foram retirados do solo pelo desenvolvimento da
cultura. Dos estudos efectuados em Espanha verificou-se que a cultura tem uma
taxa de remoção do solo de 12,6 kg de N, 3,5 kg de P2O5 e 20,8 kg K2O/t de
biomassa seca. Verifica-se a necessidade de 400 kg de fertilizante/ha 15:15:15
82
(N:P:K) mais 130 kg/ha de ureia. Durante os anos de produção, aparte a
fertilização, apenas ocorre a necessidade de controlo de pestes e do corte ou
colheita do material produzido, pelo que os custos do ano de estabelecimento
são normalmente incorporados nos anos seguintes. Tendo em conta uma
incorporação de 47,75 €/ha verifica-se que o custo anual para a produção da
Cynara cardunculus L. é igual a 476,05 €/ha (Fernández, 2004).
As produtividades obtidas podem variar entre 10-20 t/ha/a no caso de a cultura
já se encontrar bem estabelecida e a precipitação for de 500 mm/a, pelo que o
custo de produção da cultura pode variar entre 47,6-23,8 €/t. Contudo foram
atingidas outras produtividades nas mesmas condições de 30 tMS/ha (Pereira,
1994; Raccuia, 2007; Danialis, 1996). Fernández (2006) para um ensaio
realizado durante 10 anos verificou uma produtividade média de 14tMS/ha/a
para uma precipitação de 470 mm/a.
Também é referida a possibilidade de serem efectuados dois cortes anuais
(Fernández, 2006) com o intuito da produção de forragem para alimento dos
animais. Verifica-se que o valor nutritivo se altera durante o inverno ocorrendo
uma redução da produtividade da biomassa produzida e variável consoante o
período de colheita (Tabela 1-12):
Tabela 1-12- Composição da forragem verde de Cynara cardunculus L. durante o inverno e o efeito
do corte durante o Inverno na redução da produtividade final (adaptado de Jesús Fernández, 2006)
Composição da forragem (% em Peso Seco)
Novembro
Dezembro
Janeiro
Fevereiro
Conteúdo em Proteína
16,7
16,0
18,4
16,6
Celulose
14,1
15,6
15,6
13,7
7,9
7,7
7,4
8,3
Lenhina
16,3
13,3
13,3
12,6
Redução da produtividade final da biomassa (%
em Peso Seco)
40,0
60,4
40,7
32,0
Hemiceluloses
1.3.2
Utilizações da cultura e sua importância
O cardo tem sido utilizado tradicionalmente na alimentação humana sendo
cultivado como vegetal e é conhecido como o cardo Espanhol “Spanish cardoon”.
A utilização tradicional do cardo na alimentação humana está relacionada com o
componente capítula. Por um lado é nos petíolos que se concentram as enzimas
83
coagulantes que são utilizadas na produção de queijo de cabra e por outro as
folhas jovens, devido a sua suavidade e sabor que lhe são característicos, são
colhidas e utilizados na elaboração de diversos pratos de diversas regiões do
Mediterrâneo. Em Espanha estima-se, em 2003, uma produção aproximada de
29 122 t MF de cardo (Fernández, 2006).
Os primeiros estudos referindo a utilização da Cynara como cultura para a
produção de biomassa e o seu uso à escala industrial situam-se na década de 80.
Contudo apenas e mais recentemente têm surgido inúmeros estudos que
demonstram o seu potencial como cultura industrial na produção biomassa para
pasta de papel (Gominho, 2008; Gominho, 2001), para combustível sólido
(Fernández, 1994; Franco, 2007), produção de óleo proveniente das sementes
(Fernández, 2004; Curt, 2002), forragem verde para alimentar os animais
(Fernández, 2006) e indústria de produtos farmacêuticos (Fernández, 2006).
Como já foi anteriormente referido verificou-se que a produtividade se situa
entre os 10-20 tMS/ha/a. Contudo em alguns casos, dependendo do local e das
condições climatéricas, verificam-se produções superiores que podem rondar em
média 30 tMS/ha/a. Em termos de produtividade de sementes verifica-se uma
produção de 8-11% e um conteúdo de 25-32,5% de óleo em média (Gominho,
2008; Fernández, 2006; Curt, 2002). Verificou-se que se produz cerca de 75%
de bolo de extracção como resultado da produção de biodiesel (Curt, 2002). O
bolo de extracção apresenta os quantitativos em MS de 50,1% de C, 3,8%N,
0,8%P e 0,9%k e 5,1% em cinzas (Curt, 2002).
A sua produção como combustível sólido deve-se sobretudo à elevada produção
de biomassa nas condições edafoclimáticas do Mediterrâneo com reduzidos
entradas (energéticas e nutritivas), reduzida humidade do material colhido e à
constituição da biomassa, sobretudo celulose, hemiceluloses e lenhina e a um
elevado calor especifico (Fernández, 1994). Contudo a sua utilização como
combustível sólido tem diversos inconvenientes nomeadamente devido à logística
de colheita que pode aumentar o conteúdo em cinzas pela contaminação com
componentes do solo (problemas de aumento do conteúdo de cinzas). Por outro
lado o tipo de fertilização pode aumentar os níveis de K ou Cl na biomassa que
posteriormente causam problemas de incrustações ou depósitos nas caldeiras de
biomassa (Fernández, 2006).
Na produção de pasta de papel o seu potencial foi avaliado num estudo europeu
pertencente ao plano quadro onde estiveram diversas entidades envolvidas:
84
“Instituto Papelero de España” (Espanha), “Ordinariat für Holztechnologie“
(Universidade de Hamburgo, Alemanha), o “Departamento florestal do Instituto
Superior de Agronomia de Lisboa” (Portugal) e o “Institut National Polytechnique
de Toulouse” (França). Verificou-se que as propriedades da pasta produzida são
bastante similares à pasta produzida pelo eucalipto (Fernández, 2006).
Outras das utilizações do cardo estão relacionadas com o seu conteúdo em
cinarina
e
silimarina.
Estes
compostos
actuam
como
anti-oxidantes,
hepatoprotectores e inibidores da síntese de colesterol, pelo que são utilizados
na produção de medicamentos para o tratamento do fígado ou de doenças
hepáticas (Fernández, 2006).
Falleh (2008) verificou actividade bacteriana dos extractos provenientes das
folhas. Os extractos provenientes das folhas do cardo foram testados em
bactérias patogénicas para os humanos, sendo efectivos contra as bactérias
Gram (+) e Gram (-) com particular efeito contra a actividade de Staphylococcus
aureus, S. epidermidis, Micrococcus luteus e Escherichia coli. Verificou-se que as
folhas apresentam um conteúdo elevado em flavonóides, ácido p-cumárico, ácido
siringico, ácido vanilíco e ácido cinâmico. Os vários constituintes do cardo (folha,
semente e flor) mostraram diferentes níveis de polifenóis totais, flavonóides
totais e de condensados de taninos. Até ao momento não se verificou nenhum
estudo
relativo
à
análise
da
composição
dos
caules
para
os
mesmos
constituintes.
Com base na bibliografia consultada verifica-se que não existe nenhuma
publicação referente a potencialidade de produção de biogás.
85
86
1.4 Objectivos do trabalho
Tendo em conta a bibliografia citada verifica-se que existe um elevado interesse
na utilização da digestão anaeróbia não só como sistema de tratamento de
resíduos orgânicos mas também da utilização de culturas energéticas para a
produção de metano. O interesse por diversos países europeus foi demonstrado
contudo a bibliografia citada centra-se sobretudo na utilização de biomassa
específica para países nórdicos da Europa. No entanto, as condições climatéricas
do Mediterrâneo, região do Sul da Europa a que pertence Portugal, são bastante
diferentes no que se refere á temperatura média anual e à precipitação média
anual. Conforme referido surge um interesse pela utilização da Cynara
cardunculus L. como cultura energética na produção de biocombustiveis sólido e
líquido (biodiesel), contudo verifica-se que não existe nenhuma referência
relativa ao interesse pela produção de biometano.
O presente trabalho tem o objectivo de dar um primeiro passo no estudo da
utilização desta cultura na produção de biometano. O objectivo deste trabalho
centra-se sobretudo na realização de ensaios de digestão anaeróbia à escala
laboratorial utilizando Cynara cardunculus L. como substrato e lama digerida de
ETAR como inóculo. O objectivo principal é o de averiguar qual a produtividade
especifica de biogás e metano e qual o efeito de diferentes pré-tratamentos na
digestão deste substrato. A metodologia e os métodos adoptados encontram-se
descritos no capítulo seguinte.
87
88
2 Material e Métodos
O trabalho prático foi desenvolvido durante os meses de Novembro de 2008 a
Agosto de 2009 e foi dividido em 3 fases:
A. Caracterização do substrato (caules de Cynara cardunculus L.) e inóculos;
B. Ensaios exploratórios de digestão anaeróbia;
C. Utilização de diferentes pré-tratamentos como forma de aumentar a
produção específica de biogás e metano.
A descrição da metodologia adoptada em cada ensaio bem como os parâmetros
determinados e os materiais utilizados nas análises laboratoriais em cada uma
das fases encontra-se descrito nos pontos seguintes.
2.1 Fase A
2.1.1
Processamento e preparação dos caules de Cynara
Esta fase é caracterizada pela sequência de etapas conforme esquematizada na
Figura 2.1.
Corte e recolha do material lenhocelulosico (no campo BioEnergISA)
Corte, Moagem e
crivagem
Caracterização dos
caules utilizando a
fracção 40-60 Mesh
Figura 2.1- Sequência do processamento e preparação das amostras
Os caules de Cynara cardunculus foram recolhidos no campo pedagógico
experimental BioEnergISA (Figura 2.2) em Novembro de 2009. Posteriormente,
através de trabalhos de corte (Figura 2.3), moagem (Figura 2.4 e Figura 2.5) e
crivagem (Figura 2.6) obteve-se a fracção desejada de 40-60 Mesh para
posterior caracterização do material e que serviu de substrato nos ensaios de
digestão anaeróbia (com excepção do ensaio final descrito na Fase C em que foi
utilizada a fracção resultante da 1ª moagem de 10 mm).
89
Figura 2.2- Caules Cynara durante o ciclo (direita) no campo BioEnergISA e caules recolhidos no
final do ciclo (esquerda)
Figura 2.3- Corte inicial dos caules em fracções de 2 cm de largura
Figura 2.4- 1ª Moagem (utilizando o moinho referenciado e a malha 10,0 mm)
90
Figura 2.5- 2ª Moagem (utilizando o moinho referenciado e a malha 1,10 mm)
Figura 2.6- Crivagem do material proveniente da 2ª moagem (obtenção das fracções na figura da
esquerda: 40, 40-60, 60-80 e 80 Mesh)
Após estas operações através da utilização de recipientes de volumes conhecidos
(1638,63 e 66,73 cm3) foi determinada a densidade aparente de cada fracção
obtida.
2.1.2
Inóculos
A origem do inóculo é um factor importante a ter em conta nos ensaios de
digestão anaeróbia em reactor descontínuo.
Os inóculos utilizados foram provenientes:
•
Digestor anaeróbio da ETAR de Chelas (lama digerida);
•
Digestor continuo (CSTR) alimentado com chorumes de suinicultura.
91
O inóculo ou lama digerida proveniente da ETAR de Chelas foi retirado de dois
digestores e colocado em proporções iguais (50:50) directamente em garrafões
(5l) e selado pelas respectivas tampas, sendo transportado à temperatura
ambiente até ao laboratório do ISA. Após a recolha registou-se o valor do pH e a
temperatura da amostra proveniente de cada digestor em funcionamento. No
próprio local encontram-se dois monitores (Figura 2.7) que registam em contínuo
os valores de pH e temperatura de cada digestor (A e B).
Figura 2.7- Monitorização em continuo do pH e temperatura dos digestores anaeróbios (A e B)
No caso do inóculo proveniente do reactor CSTR do ISA, utilizando chorume de
suinicultura, retirou-se 500 ml de lama digerida para um balão. O balão foi
selado com parafilme e colocado num banho de água quente termostatizado à
temperatura de 35ºC.
Após a recolha dos dois inóculos foi realizada a sua caracterização com base no
teor em ST, SV, pH, condutividade, CQObruto e CQOfiltrado. Devido à impossibilidade
de efectuar testes de actividade metanogénica foram realizados, durante os
ensaios exploratórios, ensaios de biodegradabilidade com cardo. Estes ensaios
permitiram seleccionar o inóculo mais adequado.
92
2.2 Fase B
O interesse do trabalho, como já foi referido deve-se ao facto de existir algum
desconhecimento e falta de dados relativamente à digestão anaeróbia e
respectiva biodegradabilidade de Cynara cardunculus. O trabalho prático inicia-se
com a realização de alguns ensaios exploratórios de modo a averiguar qual a
produtividade especifica de biogás.
2.2.1
Origem do Inóculo
Inicialmente houve a necessidade de seleccionar um dos inóculos disponíveis de
modo a poder utilizar sempre o mesmo inóculo. Optou-se por realizar um ensaio
de biodegradabilidade segundo o procedimento descrito na Tabela 2-1. A
selecção do inóculo foi realizada segundo o melhor resultado de produtividade
especifica de biogás alcançada para um tempo de retenção de 10 dias.
Tabela 2-1- Procedimento adoptado para preparação do ensaio
Parâmetros do
ensaio
SV introduzidos (g/l)
Volume de Inóculo (ml)
Volume de água
Substrato (g)
pH
2.2.2
Reactor A1
(controlo)
1,53
120
180
0
6,9
Reactor
A2
2,09
120
180
0,58
6,8
Reactor B1
(controlo)
2,05
120
180
0
7,9
Reactor
B2
2,60
120
180
0,58
7,7
Ensaios Exploratórios de Digestão Anaeróbia
Após a selecção do inóculo, e devido ao desconhecimento inicial de qual o
procedimento mais adequado para avaliar a degradação anaeróbia de Cynara
cardunculus, optou-se por adoptar o mesmo método (Tabela 2-2) em todos os
ensaios resultante de uma adaptação do procedimento utilizado por Gunaseelan
(1995).
Tabela 2-2- Procedimento utilizado no ensaio A de 300 ml e B de 2000 ml (adaptado de
Gunaseelan 1995)
Controlo
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Substrato (S)
(ml)
0
69
69
69
Controlo
Reactor 1*
Reactor 2*
0
462
462
Reactores
ENSAIO A
Concentração do substrato
(g SV/l)
NA
2,871
5,742
8,613
ENSAIO B
NA
28,71
28,71
Inóculo (I)
(ml)
231
231
231
231
Razão I/S (ml
I/g SV S)
NA
116,1
58,2
38,9
1538
1538
1538
NA
116,1
116,1
*Reactor 1-substrato sujeito a pré-tratamento térmico; Reactor 2-substrato sem pré-tratamento térmico
93
A metodologia seguida nestes ensaios teve início com a realização do ensaio
seleccionando a melhor razão entre inóculo (I)(ml)/Substrato (S)(g SV), Ensaio
A, e posteriormente realizou-se um segundo ensaio com esta razão I/S utilizando
substrato pré-tratado, Ensaio B (Figura 2.8).
ENSAIO B
ENSAIO A
Verificação do efeito do prétratamento térmico a 160 ºC
durante 30 min.
Determinação da melhor razão I/S;
TRH= 30 d; Volume útil de 300 ml;
Volume útil de 2000ml; TRH= 30 d
Figura 2.8- Sequência de passos adoptada na realização dos ensaios exploratórios
Conforme é descrito em Gunaseelan(1995) o volume de inóculo é mantido
constante fazendo-se variar a concentração de substrato. O autor utilizou um
volume útil de 1300 ml, contudo no presente estudo utilizaram-se reactores que
permitiam garantir um volume útil de 300 ml e de 2000 ml. Deste modo, para
garantir o melhor volume de inóculo, adoptou-se uma razão entre volume de
inóculo e volume útil de reactor igual a 0,8. Os volumes obtidos para cada uma
das situações são apresentados na Tabela 2-2.
Por outro lado a concentração do substrato foi igualmente adaptada às condições
laboratoriais,
pelo
que
não
havendo
quantidades
elevadas
de
substrato
utilizaram-se concentrações 10 vezes menores do que as descritas em
Gunaseelan (1995). Para garantir uma concentração de 28,71 g SV/l são
necessários 30 g de substrato. Contudo tendo em conta as dimensões do reactor
e o volume de inóculo adicionaram-se 3 g. Posto isto, as concentrações de
substrato iguais a 2,871, 5,742 e 8,613 g SV /l correspondem a exactamente 3,
6 e 9 g de substrato, sendo que o volume de substrato corresponde
simplesmente a 69 ml de água.
No que se refere ao pré-tratamento térmico com água (destilada) foi utilizada
uma temperatura de 160 ºC, um tempo de tratamento igual a 30 minutos e uma
concentração de sólidos no reactor igual a 12,5 % (para garantir esta
percentagem de sólidos adicionou-se água destilada na razão 1/8). Os critérios
para a selecção das condições do pré-tratamento térmico foram baseados nas
referências de Hendriks et al. (2009), de Ballesteros (2008) e de Liu (2005).
A sequência dos ensaios exploratórios teve como objectivo perceber inicialmente
a influência da razão entre inóculo e substrato na produtividade especifica de
biogás e, posteriormente, para essa mesma razão verificar qual o efeito do pré-
94
tratamento térmico com água (ou autohidrólise) na produtividade especifica de
biogás e metano.
95
96
2.3 Fase C
Esta fase surge como resultado das observações e dúvidas sentidas durante os
ensaios exploratórios, nomeadamente no que se refere ao efeito da razão de I/S
e do pré-tratamento na produtividade final de biogás e metano. Com este
propósito,
e
tendo
em
conta
as
dificuldades
encontradas
na
Fase
B
relativamente a fugas e colmatação dos tubos de recolha do biogás, procedeu-se
à montagem de um sistema descontinuo à escala de 300 ml (Figura 2.12).
Utilizando este sistema descontínuo e com base no mesmo procedimento
utilizado na Fase B (Tabela 2-2), procedeu-se a realização de 3 ensaios
sequenciais (Figura 2.9 e Tabela 2-3).
ENSAIO II
ENSAIO I
ENSAIO III
Melhor tempo de
reacção (utililzando
H2O)
Melhor Razão I/S
Ensaio final
O melhor reagente
Quimico
Figura 2.9- Sequência de passos adoptada para a realização da Fase C
Em cada ensaio seleccionou-se a melhor variável, com base na produtividade
específica de biogás e de metano, alcançada em 11 dias de tempo de retenção
hidráulico. Deste modo, do Ensaio I seleccionou-se a melhor razão I/S, no Ensaio
II, utilizando a melhor razão I/S obtida, seleccionou-se o melhor tempo de
reacção para o pré-tratamento térmico e no Ensaio III seleccionou-se o melhor
reagente químico.
Tabela 2-3- Metodologia utilizada em cada ensaio
Ensaio
I
II
III
Variável
Razão I/S (ml I/g SV
Substrato)
Tempo de reacção
(minutos)
Reagente para o prétratamento termo
químico
Reactores10
Reactor Reactor 4
3
116,1
87,5
Reactor
1
349,8
Reactor
2
174,2
10
15
20
NaOH
NH3 (aq)
HNO3
Reactor
5
69,7
Controlo
30
NA
NA
CH3COOH
NA
NA
NA
O procedimento laboratorial para cada um dos ensaios teve diferenças inerentes
ao seu procedimento, contudo o volume de inóculo bem como o volume de
substrato mantiveram-se sempre constantes e iguais a 231 ml e 69 ml
10
Para cada reactor existe um replicado com o objectivo de recolher o Biogás em sacos para posterior analise
do conteúdo em metano.
97
respectivamente. Relativamente ao pré-tratamento as condições de temperatura
e concentração de sólidos nos reactores são as referidas em 2.2.2.
No ensaio II fez-se variar o tempo de reacção para o pré-tratamento utilizando
água como reagente solubilizante e no ensaio III fez-se variar apenas o reagente
solubilizante. Neste último utilizaram-se como reagentes solubilizantes: NaOH
(14,0% p/p), NH3 (aq) (1,5% p/p), HNO3 (1,0% p/p) e CH3COOH (1,0% p/p).
2.3.1
Ensaio Final
Após os Ensaios I, II e III e com base nos seus resultados realizou-se um ensaio
final utilizando 3 reactores descontínuos de 2000 ml (Figura 2.13). O objectivo
foi o de verificar o efeito do tratamento térmico com a adição de um reagente
químico solubilizante na produtividade final de biogás e metano após 30 dias de
tempo de retenção hidráulico.
O procedimento é o referido na Tabela 2-2 para o Ensaio B, com a excepção de
que neste caso se utilizou um substrato que possui uma granulometria superior á
utilizada nos ensaios anteriores e resultante da 1ª moagem referida na Fase A
(Figura 2.4). As condições do pré-tratamento utilizadas neste ensaio têm por
base o melhor resultado em termos de volume acumulado de biogás,
produtividade específica de biogás e metano obtido nos ensaios I, II e III.
2.3.2
Ensaios em paralelo
Também foi estudado o efeito do pré-tratamento biológico por via enzimática e o
pré-tratamento mecânico.
No
caso
do
pré-tratamento
mecânico
foram
utilizadas
cinco
diferentes
granulometrias: 2mm, 40 Mesh, 40-60 Mesh, 60-80 Mesh e 80 Mesh (Figura
2.10). As condições do ensaio foram idênticas a dos ensaios II, III e final no que
se refere a razão I/S igual a 69,7 ml I/g SV S.
98
Figura 2.10- Granulometrias utilizadas no ensaio (da esquerda para a direita:2mm, 40 Mesh, 40-60
Mesh, 60-80 Mesh e 80 Mesh)
Relativamente ao pré-tratamento enzimático foi realizado utilizando 2 tipos de
celulases responsáveis pela quebra das ligações: exo-1,4-β-D-glucanase e endo1,4- β-D-glucanase no caso da Celluclast 1.5 L (nome comercial) e 1,4-β-Dglucosidades no caso da Novozymes 188. Para este ensaio é necessário
considerar duas fases: fase de pré-tratamento enzimático e o ensaio de digestão
anaeróbia
propriamente
dito.
A
Tabela
2-4
resume
as
condições
e
o
procedimento utilizado para o pré-tratamento enzimático:
Tabela 2-4-Procedimento utilizado na realização do pré-tratamento enzimático
Requisitos
Enzimas Celluclast 1.5L e Novozyme 188
Substrato com dimensões inferiores a 1 mm (neste caso utilizou-se a granulometria igual 40-60
Mesh)
Solução tampão de acetato 0,2 M (pH=4,8)
Procedimento
Foram adicionadas 5g de substrato a um frasco com tampa de enroscar e foram adicionados a
este 76 ml de solução tampão com diluição 1:10.
Em seguida utilizando uma micropipeta são adicionadas as enzimas: 1,4 ml de Celluclast e 0,4 ml
de Novozymes. Para este ensaio utilizaram-se 8 frascos de 100 ml, 3 dizem respeito ao
tratamento enzimático durante 24h e os outros 3 dizem respeito às 48 h, e os restantes 2 frascos
foram utilizados com o intuito de analisar o conteúdo de açucares solubilizados quando decorridas
as 24h e 48h. Decorrido o tempo de tratamento enzimático as amostras foram guardadas numa
arca frigorifica (-37ºC) para posterior analise em HPLC.
Relativamente aos outros frascos, após decorridas as 24 horas, são retirados 3 frascos e colocados
num frigorifico e os restantes 3 frascos permanecem a 50ºC. Após decorridas as 48 h os frascos
são retirados do banho a 50ºC e colocados à temperatura ambiente e os frascos que estão no
frigorifico são retirados e colocados à temperatura ambiente. Após este procedimento dá-se inicio
a preparação do ensaio de digestão anaeróbia.
99
As condições do ensaio de digestão anaeróbia são exactamente as mesmas dos
ensaios anteriores, excepto o volume de substrato que é de 76 ml devido às
condições do pré-tratamento enzimático. Antes de efectuar a adição dos
substratos e inóculo a cada um dos reactores é efectuada a correcção do pH do
substrato sujeito ao pré-tratamento enzimático. O pH para estes casos é
corrigido próximo de 5,8, uma vez que se verificou que esta correcção era
suficiente para garantir um pH na mistura com o inóculo igual ou superior a 6,46,5 (próximo das condições ideais para as bactérias metanogénicas).
Para este ensaio, utilizando uma razão de I/S igual a 69,7 ml I/g SV S, utilizouse diferentes substratos:
•
Substratos pré-tratados por via enzimática às 24 h e 48 h;
•
Substrato sem pré-tratamento adicionando no inicio do ensaio as enzimas;
•
Substrato sem pré-tratamento.
Em todos os ensaios referidos nesta Fase C foi realizado um replicado para
posterior análises de CQO (bruto e filtrado), SV/ST e do conteúdo em azoto (Nk
e N-NH4+).
100
2.4 Métodos
Neste capítulo são apresentados os parâmetros determinados e os métodos que
levaram à sua determinação. Durante todo o trabalho prático a determinação de
alguns parâmetros bem como os materiais utilizados foi repartida por 3
laboratórios:
Departamento
de
Química
Agrícola
e
Ambiental
do
ISA
-
Departamento de Engenharia Florestal do ISA e Departamento de Energias
Renováveis do actual LNEG. Contudo, a maioria de todo o trabalho prático foi
desenvolvido nos laboratórios do ISA. No que se refere à caracterização do
material lenhocelulósico, pré-tratamentos e os ensaios descontínuos de 300 ml
referentes à Fase C foram realizados no laboratório do Departamento de
Engenharia Florestal do ISA. A determinação de todos os outros parâmetros
químicos, a realização da Fase B e os ensaios descontínuos de 2000 ml foram
realizados nos laboratórios do Departamento de Química do ISA. Apresentam-se
os parâmetros determinados ao longo de todo o trabalho experimental e os
respectivos métodos (Tabela 2-5) bem como os equipamentos utilizados de
maior importância (Tabela 2-6):
Tabela 2-5- Parâmetros e respectivos Métodos utilizados durante o trabalho prático
Parâmetros
Métodos
Celulose
Conforme descrito no livro Handbook of Wood Chemistry and Wood
Hemiceluloses
Composites (Rowell et. al, 2005) para a determinação da holocelulose e
α-celulose
Lenhina
Klason
TAPPI 13m – 54
Solúvel
TAPPI: UM 250
Total
Extractivos
Hidratos de Carbono
Humidade
Somando o teor em lenhina klason e lenhina solúvel
Método de Soxtec
Adaptado da TAPPI 249 pm – 75
Através da diferença entre peso seco (Ps) e peso húmido (PH) mediante
a utilização de uma estufa (100-105 ºC) medindo o peso antes (PH) e
depois (Ps)
Cinzas
TAPPI 15 os – 58
ST
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
SV
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
pH
Conforme NP EN 12176 de 2000
101
Condutividade
Carbono Orgânico Total
Ntotal
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
Através da diferença entre carbono total e carbono inorgânico.
Conforme ISSO 11261:1995 (E)
Nk
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
N-NH4+
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
N-NO3-
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
Minerais (P, Ca, Na, K,
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
Cu, Zn)
ST
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
SV
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
pH
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
Condutividade
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
CQO (bruto e filtrado)
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater, 1998
Análise do conteúdo do
Cromatografia gasosa utilizando o cromatografo Varian-3800, detecção
biogás (% CH4, CO2 e
por condutividade térmica, coluna a 50 ºC, injector a 60 ºC e detector a
O2 )
150 ºC sendo hélio o gás de arrastamento a 99,9995 %.
Ácidos Gordos Voláteis
(mg/l)
Por titulação: 5 pH point titration (com este método a alcalinidade é
determinada em simultâneo) (Moosbrugger, 2009);
Por cromatografia gasosa utilizando um cromatografo Hewlett Packard –
5890, detecção por ionização de chama à temperatura de 250 ºC,
injector 175ºC e forno a 170 ºC sendo hélio o gás de arrastamento a
99.9995 %.
Volume de biogás
Por deslocamento de liquido (água da torneira) numa proveta
Tabela 2-6 Equipamentos utilizados ao longo do trabalho prático
Laboratórios
Aparelhos
Características
Departamento de
Balanças
KERN & SOHN GMBH ITB 60 K2LIP
Eng. Florestal
METTLER H31AR
METTLER PM200
SARTORIUS RESEARCH RC 210 P
Moinhos
RETSCH MÜHLE Gmbh SM1 (1500 W; 50 Hz;
220V)
RETSCH SM2000 (1500 W; 50 HZ; 400 V)
102
THOMAS (50 HZ; 110-230 V)
Crivador
RETSCH AS 200BASIC (230 v; 430 VA; 50 Hz)
Crivos
40 Mesch (425 µm)
60 Mesch (250 µm)
80 Mesch (180 µm)
1mm
2mm
Espectofotômetro
SHIMADZU UV-160A
Cromatógrafo
HP 5890
Medidor de pH
PICCOLO PLUS HI 1295
Mufla
550ºC
Estufas
60 ºC e 100-105ºC
Centrifuga
3000 rpm
Reactores de 300
Ver Figura 2.12
ml
Banho maria
35-37 ºC (no caso dos ensaios de digestão
anaeróbia) e 50ºC (no caso do pré-tratamento
enzimático)
Departamento de
Balanças
METTLER AE200
Química Agrícola
SHIMADZU BK-2200H
e ambiental
Mufla
550ºC
Estufa
100-105 ºC
Centrifufa
3000 rpm
COT aparelho
SKALAR PRIMESSC TOC ANALYSER
Medidor de pH
HACH SENSION 4 MODEL 51910 (Platinum series)
Potenciómetro
Crison Micro pH2001
com eléctrodo de
NO3Medidor
da
HACH SENSION 7 MODEL 51975
de
Ver Figura 2.11 Figura 2.13 Figura 2.14
Condutividade
Reactores
2000
ml
e
de
Banho-maria
ou
300 ml
termostatizado
No caso dos reactores 2000 ml a temperatura foi
igual a 37 ºC no caso dos reactores de 300 ml foi
de 35-37ºC.
Espectofotômetro
SP9 (para os minerais: Ca2+, Na+, Mg2+, K+, Mn2+,
de
Cu+, Zn2+, Fe2+)
absorção
103
atómica
HITACHI U2000 (apenas para o fósforo, P5+)
Departamento de
Cromatógrafos
Varian 3800 (análises de CH4, CO2 e O2)
Energias
gasosos
Renováveis
(LNEG)
Departamento de
HP 5890 (análises de ácidos gordos voláteis:
ácido acético, propiónico, isobutirico, butirico,
valerico)
HPLC
Biotecnologia
(LNEG)
2.4.1
Descrição dos Métodos Utilizados
2.4.1.1
Determinação da celulose e hemiceluloses
A determinação destes dois polímeros é efectuada após a preparação da
holocelulose. A holocelulose, que não é mais do que o somatório dos polímeros
de celulose (ou α-Celulose) e hemiceluloses, é preparada utilizando uma amostra
em peso seco livre de extractivos. A holocelulose é definida como a fracção de
hidratos de carbono insolúveis em água e a sua obtenção é efectuada mediante a
remoção da lenhina. Posteriormente à obtenção da holocelulose é possível
efectuar a determinação das hemiceluloses e da celulose. As hemiceluloses são
constituídas por componentes que são rapidamente hidrolisados com a utilização
de ácidos diluídos ou bases diluídas a temperaturas quentes ou com a adição de
NaOH a 5% a frio (Roswell et al., 2005). Por conseguinte o princípio do método
utilizado baseia-se na adição de hidróxido de sódio e ácido acético obtendo-se
um resíduo designado por α-celulose e uma fracção solubilizada designada por
hemiceluloses.
2.4.1.2
Lenhina
O cálculo do conteúdo de lenhina presente nos caules de Cynara cardunculus é
efectuado utilizando amostras previamente extratadas. Com a adição de ácido
sulfúrico a 72% todos os componentes presentes são solubilizados incluindo uma
pequena fracção da lenhina designado por lenhina solúvel. O conteúdo de lenhina
resulta do somatório da determinação da lenhina presente na fracção solubilizada
(lenhina solúvel) após análise num espectofotómetro e da lenhina Klason que
não é mais do que a fracção sólida que não foi solubilizada. A quantificação da
lenhina Klason resulta da determinação do peso deste resíduo sólido e a
quantificação da lenhina Solúvel é realizada mediante a seguinte expressão:
104
% Lenhina soluvel =
A#V × Volume inicial MmlN × Factor de diluição
× 100
E × Pesos seco MmgN
Onde E é o factor de conversão para concentração igual a 110 g/l, A205 é o valor
medido da amostra no espectofotómetro utilizando uma absorvância igual 205
nm e o volume inicial corresponde ao volume da solução resultante da
solubilização com ácido sulfúrico e filtração que foi sempre constante e igual a
250 ml. Para todas as amostras foi realizado um duplicado.
2.4.1.3
Hidratos de carbono
Utilizando 100 ml do filtrado resultante da determinação da lenhina Klason
procedeu-se à determinação dos açucares. Três passos fundamentais são
levados a cabo com a adição de diversos reagentes:
•
Neutralização e concentração (inositol a 1%, azul de bromofenol e
hidróxido de bário);
•
Redução (boro hidreto de sódio, ácido acético glacial e metanol);
•
Acetilação (anidrido acético, ácido sulfúrico a 72% e diclorometano).
O procedimento é levado a cabo com base nos métodos TAPPI, a solução final
obtida é concentrada num rotavapor e, após leitura num cromatografo gasoso, é
efectuada a quantificação dos hidratos de carbono estruturais (glucose, xilose,
manose, galactose, arabinose e ramanose). Em todas as amostras foi realizado
um duplicado.
2.4.1.4
Extractivos
A determinação dos extractivos, como foi referido anteriormente, é uma
determinação a efectuar antes de qualquer análise e quantificação das várias
fracções lenhocelulósicas. O método utilizado neste trabalho designa-se por
método de Soxtec utilizando diferentes solventes (diclometano, etanol e água)
de modo a proporcionar a extracção dos componentes não estruturais. Após cada
extracção é efectuada a quantificação do peso do extracto expresso em %,
conforme a seguinte expressão:
% de extracto =
Peso do residuo
× 100
Peso seco da amostra
Para todas as amostras foi realizado pelo menos um duplicado
105
2.4.1.5
Determinação dos Ácidos Gordos Voláteis e Alcalinidade
A determinação dos ácidos gordos voláteis foi efectuada utilizando o método por
titulação a cinco pH também conhecido por “5 pH point titration”. É um método
que tem sido utilizado no acompanhamento de algumas centrais de biogás na
Europa devido á sua simplicidade e morosidade (Moosbrugger, 2009). Este
método tem em conta o pH inicial da amostra (pH0) e a partir deste pH
desenvolvem-se titulações a diferentes valores de pH registando-se o volume do
titulante utilizado a cada ponto de equivalência. Após este procedimento
colocam-se os valores obtidos para pH (pH0, pH1, pH2, pH3, pH4) e o volume de
titulante (v1, v2, v3, v4) num programa macro elaborado para o efeito em Excel.
Deste programa é possível extrair os valores de AGV (mg/l) e alcalinidade (mg
CaCO3/l). Para todas as amostras foi realizado um duplicado.
2.4.1.6
Determinação do conteúdo em Azoto
A determinação do conteúdo em azoto é expressa em termos de azoto total e
azoto
orgânico
(diferença
entre
azoto
Kjeldahl
e
azoto
amoniacal).
Posteriormente é possível determinar o conteúdo em proteína multiplicando o
valor de Norg por 6,25. A determinação de Ntotal e NK consiste em três operações
fundamentais:
•
Mineralização da amostra (em meio ácido H2SO4 concentrado na presença
do catalisador no caso de NK);
•
Destilação (alcalinização do meio com adição de NaOH, destilação para um
meio ácido contendo H3BO3 e indicador misto);
•
Titulação (com HCl);
No caso da determinação de N-NH4+ não existe fase de mineralização, sendo
efectuada directamente a destilação. Em amostras sólidas como é caso dos
caules de cardo a determinação de azoto amoniacal é efectuada após extracção
prévia com KCl 2 M esta fase é realizada durante 24 h.
A quantificação destes elementos (Ntotal, NK e N-NH4+) é efectuada com base na
seguinte expressão:
`G ab `cJcd@ ab ` − `/K Mef/hN =
i×jK×klmnop ×j###
,
k ∗ lrpstul
Onde f corresponde ao título da solução de HCl utilizada (em N), Vacido
corresponde ao volume de ácido gasto na titulação e Vamostra é o volume amostra
106
utilizado (no caso de amostras sólidas deixa de existir volume passando a existir
peso e neste caso o valor de NK ou Ntotal vem expresso em mg/kg). Para todas as
amostras foi realizado um duplicado.
Foi ainda efectuado a título excepcional a determinação do azoto nítrico ou
nitratos (N-NO3-). Esta determinação apenas serviu para verificar qual a
concentração de nitratos presentes durante o ensaio II Fase C aquando da adição
de ácido nítrico. O método baseia-se na medição do potencial (em mV) de uma
solução através de um eléctrodo específico e com base numa recta de calibração
de equação linear na forma y=mx+b onde y corresponde ao potencial medido
em mV e o x corresponde ao log(mg N-NO3-). Deste modo, o valor medido do
potencial (y em mV) corresponde a um valor específico da concentração de
nitratos (em mg/l). Em todas as amostras foi realizado um duplicado.
2.4.1.7
Determinação do conteúdo em carbono
Para a determinação do conteúdo em carbono foram utilizados 3 diferentes
métodos consoante o tipo de amostra. No caso da caracterização dos caules de
Cynara cardunculus foi utilizado a determinação do carbono orgânico total. Neste
caso, a amostra em peso seco é submetida a altas temperaturas entre 650 a
1000 ºC e o CO2 libertado é lido através de infravermelho. O aparelho efectua
duas leituras, uma correspondendo ao carbono total (CT) efectuada a 1000 ºC e
outra leitura efectuada a temperaturas inferiores 650ºC correspondendo ao
carbono inorgânico (CI). A diferença entre CT e CI designa-se por carbono
orgânico total (COT). No presente caso admitindo-se que o CI é praticamente
inexistente assumiu-se que o CT é igual ao COT. Um método mais simples e
menos dispendioso de determinar o COT resulta da divisão do conteúdo de
sólidos voláteis da amostra por 2 (sugerido por Zucconi e de Bertoldi, 1987). No
caso das amostras provenientes dos ensaios de digestão anaeróbia apenas se
efectuou o balanço do carbono em termos de análises de carência química em
oxigénio e de SV (ou SVT-Solidos Voláteis Totais).
No que se refere a determinação dos SV ou SVT foi um parâmetro analisado em
todos os ensaios exceptuando alguns ensaios exploratórios. É uma determinação
simples e idêntica à dos sólidos totais (ST) e é realizada após esta determinação,
utilizando uma mufla a 550ºC. A perda de peso referida em função do peso seco
107
é considerada SV ou SVT. Em todas as determinações foi realizado um duplicado
ou triplicado.
Relativamente à determinação da CQObruto e CQOsoluvel foram realizadas com base
no método de oxidação com dicromato de potássio (K2Cr2O7). Após titulação com
sal de Mohr é efectuada a quantificação da CQO:
.v1 Mef 1 /hN =
8000 × Mw# − wj N × x
w
Onde 8000 é a massa, em mg, de ½ equivalente grama de O2, V0 é o volume,
em ml, da solução de sulfato de ferro (II) e
amónio (sal de Mhor) gasto na
titulação do ensaio em branco, V1 é o volume, em ml, de sal de Mohr gasto na
titulação da amostra, V é o volume, em ml, da toma da amostra e c é o título,
expresso em normalidade, da solução de sal de Mohr.
2.4.1.8
Reactores utilizados para os ensaios de Digestão Anaeróbia
A montagem dos ensaios à escala de 300 ml foi realizada com materiais
acessíveis e de baixo custo que permitissem de um modo simples averiguar a
biodegradabilidade da Cynara cardunculus.
Durante os ensaios exploratórios foi utilizado o esquema representado na Figura
2.11.
108
Figura 2.11- Esquema de montagem utilizado no Ensaio A (A- garrafas de vidro de 400 ml, Bprovetas de 500 ml, C- tampas (de balões volumétricos) previamente perfuradas, D- banho maria
à temperatura entre 37-42 ºC (banho termostatizado de um rotavapor), E- recipiente com água
como base das provetas, F- tubos flexíveis constituídos por polietileno, G- elásticos como fixação
das provetas a base)
Foi ainda construído outro sistema a mesma escala de 300 ml (Figura 2.12) para
a realização dos ensaios descontínuos durante a Fase C.
109
110
Figura 2.12- Montagem do sistema descontínuo de 300 ml adoptado para a realização dos ensaios
durante a Fase C (A- garrafas de vidro de 500 ml, B- provetas de 500 ml, C- tampas de “borracha”
perfuradas, D- ponto de amostragem de gás, E- fixação do tubo no interior da proveta, F-tubos de
polietileno de 1m e 1,6 m, G-6 sacos TEDLAR de 500 ml, H- fixação e suporte das provetas, Irecipiente com água como base para a colocação das Provetas, J- banho maria a temperatura 3537 ºC)
Neste esquema (Figura 2.12) as 12 garrafas estão repartidas por conjuntos de 2.
Cada conjunto de garrafas apresenta uma mistura idêntica, no entanto uma das
garrafas está ligada a uma proveta permitindo a contabilização do volume de
biogás produzido e a segunda garrafa está ligada a um saco TEDLAR que permite
o armazenamento do biogás produzido para posterior quantificação do conteúdo
em metano.
No caso dos ensaios à escala de 2000 ml foram utilizados os reactores (Figura
2.13), existentes no Departamento de Química Agrícola e Ambiental do ISA. Os
reactores são dotados de um aparelho externo que regula a temperatura interna
dos reactores igual a 37ºC. Em cada reactor existe um agitador vertical, uma
proveta (1l e 2l e foi ainda construído um garrafão de 5l para permitir a
contabilização de volumes superiores a 2 l diários) e ainda uma válvula que
permite retirar amostras de gás durante o ensaio (Figura 2.14). Para a recolha
111
das amostras foi utilizado um sistema próprio desenhado pela SGE (GAV-200 MK
ll) (Anexos Figura A 1).
Figura 2.13- Esquema geral da montagem utilizada no ensaio B (Z- manta eléctrica de
aquecimento e regulador da temperatura)
112
Figura 2.14- Montagem base para cada reactor: 1- agitador; 2- válvula para retirar amostras de
biogás; 3- veio vertical de agitação; 4- saída de biogás; 5- proveta para contabilização do volume
de biogás
113
114
3 Análise dos Resultados e Discussão
Os resultados e a sua discussão estão repartidos consoante a fase a que se
referem.
3.1 Fase A
3.1.1
Processamento e preparação dos caules
As operações unitárias, que antecederam a caracterização química do substrato,
permitiram retirar algumas observações relativamente a densidade aparente das
várias fracções obtidas durante o processamento dos caules de Cynara e o peso
das várias fracções obtidas após 2ª moagem (Tabela 3-1). Na realização destas
medições não foi realizado nenhum duplicado.
Tabela 3-1- Caracterização física do material processado
Fracções
Densidade aparente (kg/m3)
Peso da fracção (%)
Corte inicial
104
NA
1ª moagem
101
NA
2ª moagem
192
NA
40 Mesh
173
69
40-60 Mesh
177
18
60-80 Mesh
159
6
80 Mesh
133
7
Verifica-se que existe no caule de Cynara um maior peso da fracção 40 Mesh (ou
aproximadamente 0,4 mm) relativamente às outras fracções. Por outro lado
verifica-se um aumento da densidade com o aumento do processamento do
material para partículas de menor dimensão, contudo a densidade diminui entre
as fracções 40 e 80 Mesh evidenciando que as partículas de menor dimensão
igual a 80 Mesh são consideravelmente menos pesadas que todas as outras.
3.1.2
Caracterização Química dos caules de Cynara
A caracterização química foi realizada no início e final da componente prática
devido ao conteúdo de extractivos ser bastante diferente do referido na
bibliografia (Tabela 3-2).
115
Tabela 3-2- Composição química dos caules de Cynara
Componente Químico
Humidade
Conteúdo (% MS)*
10,91
Cinzas
4,26
Extractivos
6,44
Lenhina Total
20,39
Lenhina klason
16,65
Lenhina Solúvel
3,74
Hidratos de Carbono Estruturais
56,62
Glucose
35,15
Xilose
16,67
Manose
1,40
Arabinose
1,32
Galactose
1,43
Ramanose
0,64
TOTAL
87,75
*Análises realizadas em quadriplicado
A caracterização inicial levantou algumas questões relativamente ao conteúdo de
extractivos uma vez que na bibliografia consultada este conteúdo se situa entre
os 21% no caso dos caules colhidos no centro e Sul de Portugal (Pereira, 1994) e
14% para os caules colhidos em Madrid (Ballesteros, 2008; Gominho, 2001).
Verificou-se nas duas determinações efectuadas que os caules colhidos no campo
do ISA apresentam um conteúdo de extractivos entre 6-7%, verificando-se uma
grande variabilidade deste parâmetro face aos resultados obtidos por outros
autores (Pereira, 1994) (Gominho, 2001; Ballesteros, 2008). Os extractivos são
componentes químicos da parede celular que podem ser extraídos por solventes.
Estes componentes podem ser gorduras, ácidos gordos, álcoois alifáticos, fenóis,
esteróides, resinas, e outros compostos clorados, etc. (Rowell, 2005). No caso
dos caules de Cynara o conteúdo destes componentes varia consideravelmente
entre 7% e 14% referidos em Gominho (2001) e Ballesteros (2008) e 21% como
referido em Pereira (1994). Esta variação pode dever-se ao facto de após o corte
dos caules estes permaneceram no campo BioEnergISA durante algum tempo
antes de serem levados para as oficinas do Departamento Eng. Florestal. Os
caules ficaram sujeitos as condições climatéricas dos meses de Setembro e
Outubro pelo que poderá ter ocorrido alguma degradação ou extracção dos
extractivos. Contudo, o factor responsável por esta variação não foi aferido, pelo
que seria interessante verificar qual o motivo desta variação, nomeadamente se
116
depende das condições climatéricas, do tipo de solo, da idade da cultura e das
condições de armazenamento após colheita.
Foi ainda efectuada uma caracterização em termos de minerais e conteúdo em
carbono e azoto, apresentados na Tabela 3-3.
Tabela 3-3- Composição mineral e conteúdo em carbono e azoto dos caules de Cynara
Parâmetro químico
Conteúdo (% MS)
Minerais
Ca2+
2,70
+
1,68
2+
0,30
+
0,48
2+
Cu
0,00
Zn2+
0,01
Na
Mg
K
5+
0,12
P
SV
95,72
COT
36,64
Ntotal
0,29
Nk
N-NH4
0,27
+
0,02
Norg
0,26
C/N
126,90
C/P
300,16
Verifica-se que os caules de Cynara apresentam um maior conteúdo em cálcio e
sódio, contudo verifica-se que apresentam quantitativos vestigiais pelo que não
deverão influenciar negativamente o processo de digestão anaeróbia. Com base
nos conteúdos de azoto orgânico, carbono orgânico e fósforo é possível
determinar a razão de C/N e C/P. Verifica-se que este substrato apresenta
valores demasiado elevados para as condições ideais de digestão anaeróbia
conforme anteriormente referido.
117
118
3.2 Fase B
3.2.1
Origem do Inóculo
Nesta fase foi efectuado um ensaio com dois inóculos diferentes: um proveniente
da ETAR de Chelas (lamas digeridas provenientes do digestor anaeróbio) e outro
proveniente de um reactor contínuo no ISA utilizando chorumes de suinicultura
(que se encontrava em fase de arranque ou estabilização). Deste modo verificouse qual o comportamento dos inóculos à adição do substrato (Cynara
cardunculus L.). A caracterização dos inóculos utilizados no referido ensaio é
apresentada na Tabela 3-4.
Tabela 3-4-Caracterização dos inóculos de ETAR e chorume (valores arredondados)
Parâmetros
Inóculo ETAR
Inóculo chorume
6,6
8,0
ST (g/l)
19,0
120,6
SV (g/l)
12,8
85,3
CQObruto (mg/l)
22102,7
112297,7
CQOfiltrado (mg/l)
334,2
8668,2
pH
Verificou-se que em termos de volumes de biogás (acumulado e diário) existe
60
220
200
180
160
140
120
100
80
60
40
20
0
50
40
30
20
10
Volume de Biogas diário (ml)
Volume de Biogas acumulado (ml)
uma considerável diferença entre os dois inóculos (Figura 3.1 e Figura 3.2).
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
Tempo de ensaio (dias)
Volume acumulado (A1)
Volume acumulado (A2)
Volume diário (A1)
Volume diário (A2)
Figura 3.1- Volume diário e acumulado de biogás para o ensaio referente ao inóculo de ETAR (A1
reactor controlo; A2 reactor com substrato)
119
30
25
20
15
10
5
Volume de Biogas diário (ml)
Volume acumulado de Biogas (ml)
120
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
0
0
2
4
6
8
10 12
Tempo do ensaio (dias)
14
16
Volume acumulado (B1)
Volume acumulado (B2)
Volume diário (B1)
Volume diário (B2)
Figura 3.2- Volume diário e acumulado de biogás referente ao ensaio com o inóculo de chorume
(B1 reactor controlo; B2 reactor com substrato)
Verifica-se um acréscimo de 85 ml de volume acumulado de biogás para o
reactor A2 ao fim de 10 dias em comparação com o reactor contendo apenas
inóculo (A1) e para o ensaio contendo inóculo de chorume verifica-se ao fim de
16 dias um acréscimo de 67,5 ml de volume acumulado de biogás para o reactor
B2 em comparação com o reactor contendo apenas inóculo (B1). Os resultados
obtidos indicam que a produção de biogás utilizando o mesmo substrato é
superior para o ensaio contendo inóculo de ETAR.
Ao nível da produção diária, verifica-se que o reactor contendo inóculo de ETAR
(A2) apresenta uma taxa de produção de biogás muito superior ao do reactor
contendo inóculo de chorume (B2). Para o reactor A2 verifica-se uma produção de
biogás considerável a partir do 1º dia enquanto no reactor B2 apenas se verifica
uma produção de biogás a partir do 7º dia, evidenciando que o inóculo de ETAR
apresenta maior adaptabilidade ao substrato que o inóculo de chorume.
Relativamente ao inóculo de chorumes pensou-se que, devido ao facto de este
ter sido retirado antes da agitação e por apresentar um grande conteúdo em
sólidos, poderia de certo modo possuir uma actividade reduzida e por
conseguinte menor conteúdo em bactérias. Pelo que se procedeu novamente à
recolha deste inóculo após agitação. A sua caracterização encontra-se descrita na
Tabela 3-5.
120
Tabela 3-5- Caracterização do novo inóculo de chorumes
Parâmetros
Inóculo de chorume
pH
Condutividade (mS/cm)
7,96
10,10
ST(g/l)
6,25
SV (g/l)
3,17
CQObruto (mg/l)
5269,6
CQOfiltrado (mg/l)
3209,6
O conteúdo em matéria orgânica (ST x SV) do novo inóculo de chorume
apresenta valores inferiores de 0,19 %. Tendo em conta que normalmente se
recomendam valores entre 1 a 2% de conteúdo em matéria orgânica (Shelton,
1984) e tendo conta os resultados obtidos do ensaio anterior (Tabela 3-1)
tomou-se a decisão de utilizar apenas o inóculo proveniente da ETAR de Chelas
em todos os ensaios de digestão anaeróbia.
Outro ponto também importante relacionado com a origem do inóculo é a sua
conservação e utilização. Inicialmente pensou-se conservar o inóculo congelado à
temperatura de -37 ºC de modo a que seja possível de utilizar sempre o mesmo
inóculo em cada ensaio. No entanto verificou-se que após descongelamento
ocorria uma diminuição da CQObruto. Antes do descongelamento o inóculo de
ETAR apresentava um valor (Tabela 3-4) de 22102,07 mg/l e após 10 dias de
congelamento apresentou um valor de 12000 mg/l. Segundo determinados
autores (Shelton, 1984; Colleran, 1992) as lamas digeridas podem ser
conservadas até 4 semanas a 4ºC ou congeladas a seco na presença de N2.
Contudo verifica-se que dependendo da origem do inóculo (digestor primário ou
secundário) pode ocorrer uma certa diminuição de actividade metanogénica pelo
que aconselham a utilizar inóculo fresco sempre que possível. Com base nestes
dados e na impossibilidade de realizar testes de actividade metanogénica optouse por utilizar em cada ensaio um inóculo fresco proveniente da ETAR de Chelas.
3.2.2
Ensaios exploratórios de DA
3.2.2.1
Ensaio A
Neste ensaio foi efectuada a determinação dos SV de cada um dos constituintes
da mistura. A caracterização do inóculo encontra-se na Tabela 3-6.
121
Tabela 3-6- Características do Inóculo para o Ensaio A
Parâmetro
Quantitativos
pH
6,94
Condutividade (mS/cm)
3,01
ST (g/l)
13,09
SV (g/l)
8,64
Este primeiro ensaio designado por Ensaio A teve como objectivo verificar qual a
produtividade de biogás possível de alcançar utilizando 3 diferentes razões I/S
consoante a concentração do substrato igual a 2,87, 5,74, 8,61 gSV/l
respectivamente pelos reactores 1, 2 e 3. O ensaio terminou ao fim de 25 dias
em vez de 30 dias como indicado na metodologia. Verificou-se, no final do
ensaio, que o reactor 1 apresentava um volume acumulado superior a todos os
outros reactores Figura 3.3.
Volucme acumulado de Biogás (ml)
800
700
600
500
400
300
200
100
0
0
2
4
6
Volume de Biogás diário (ml)
170
160
150
140
130
120
110
100
90
80
70
60
50
40
30
20
10
0
900
8 10 12 14 16 18 20 22 24 26 28 30
Tempo de ensaio (dias)
Controlo
Reactor2
Controlo (volume diário)
Reactor 2 (volume diário)
Reactor 1
Reactor 3
Reactor 1 (volume diário)
Reactor 3 (volume diário)
Figura 3.3- Volume acumulado e diário de biogás para o Ensaio A (razões I/S: Reactor 1 igual a
116,1 ml I/g SV S; Reactor 2 igual a 58,2 ml I/g SV S; Reactor 3 igual a 38,9 ml I/g SV S)
Como é possível observar a produção diária de biogás ou volume diário
apresenta uma curva bastante irregular para o reactor 2. Verificou-se ao fim de
22 dias de tempo de ensaio que existia uma fuga entre a tampa e o bocal da
garrafa devido ao facto de a silicone existente se encontrar solta. Pressionou-se
a tampa de modo a isolar e verificou-se um acréscimo de volume nos dias
seguintes (dias 23, 24 e 25), como é possível constatar pelo desenvolvimento da
122
curva. Contudo no dia 25 após agitação deixou de ocorrer libertação de biogás
verificando-se que após retirar a tampa existia pressão interna devido ao
acumular de biogás dentro do reactor. Verificou-se posteriormente que devido à
produção de biogás e à agitação manual começou a existir acumulação das
partículas sólidas do substrato na extremidade do tubo levando a um
bloqueamento da passagem do biogás. Apesar do reactor 1 apresentar um maior
volume de biogás acumulado, devido ao problema de colmatação não foi possível
contabilizar todo o biogás produzido pelo reactor 2 (ver Figura A 3 em Anexos),
pelo que o volume acumulado no reactor 2 poderia ser superior ao do reactor 1.
Em relação ao reactor 3 pensou-se que também tinha ocorrido um problema de
colmatação devido ao facto de a produção de biogás ter parado ao fim de 8 dias,
como é possível verificar nas curvas de volume acumulado e diário. Contudo
após medição do pH e dos AGVs verificou-se que a razão I/S existente neste
reactor conduziu provavelmente a um desequilíbrio no sistema. A Tabela 3-7
resume as produtividades específicas de biogás obtidas para cada um dos
reactores bem como os AGVs e alcalinidade medidos no final do ensaio:
Tabela 3-7- Produtividade especifica de biogás, pH, AGVs e alcalinidade no final do Ensaio A
Reactores
Produtividade específicas de
pH
biogás (l/g SV)
AGVs
Alcalinidade (mg
(mg/l)
CaCO3/l)
Controlo
0,18
7,97
677
826
1
0,16
7,79
9
1570
2
0,08
7,53
123
1550
3
0,01
5,38
2654
20
Efectuou-se ainda outro ensaio utilizando as mesmas razões I/S dos reactores 1
e 2 e uma terceira razão I/S intermédia. Verificou-se novamente que o reactor 1
apresentava uma produtividade superior em relação aos restantes contudo
verificou-se novamente os mesmo problemas de colmatação nos tubos de
recolha do biogás.
3.2.2.2
Ensaio B
Apesar das dúvidas existentes relativamente à melhor razão de I/S em termos
de produtividade de biogás devido aos problemas de colmatação, admitiu-se
para a realização deste ensaio que a razão mais adequada em termos de
produção de biogás seria igual a 116,1 ml I/g SV S.
123
O objectivo deste ensaio é o de verificar qual a produtividade especifica de
biogás e metano obtida para esta razão de I/S. Por outro lado pretende-se
averiguar se ocorre alguma variação dessa mesma produtividade quando o
substrato é submetido a um pré-tratamento ou hidrólise térmica. A Tabela 3-8
apresenta a caracterização dos constituintes em cada um dos reactores antes e
após o ensaio.
Tabela 3-8- Caracterização dos constituintes antes e depois do ensaio
Reactores
Inicio do ensaio
Final do ensaio
Remoção de SV (%
MS)
pH0
pHi
ST
SV
(g/l)
(g/l)
pHf
ST
SV
(g/l)
(g/l)
Controlo
6,88
6,88
23,51
16,82
7,28
14,39
9,46
NA
1
4,44
6,91
34,06
28,67
7,25
20,01
14,65
56,15
2
6,25
7,09
34,15
28,56
7,30
21,69
16,30
41,69
Como é possível verificar existe uma diferença considerável no pH do substrato
pré-tratado (reactor 1) para o substrato não tratado (reactor 2). Após o prétratamento dos caules de Cynara com água (160ºC, 30 min) ocorreu uma
diminuição do pH provavelmente devido a solubilização dos grupos acetil e da
formação de ácidos orgânicos, resultantes da solubilização da hemiceluloses.
Após determinação da Holocelulose do material pré-tratado (igual a 69%) e do
material
original
(80%)
verificou-se
que
ocorreu
uma
solubilização
de
aproximadamente 11% dos açucares. Contudo não foram realizadas análises de
AGVs antes do ensaio pelo que não se pode referir o conteúdo dos mesmos. Após
adição do inóculo verifica-se que o pH da mistura sobe rapidamente atingindo
valores adequados para a DA igual a 6,91. Verifica-se que ocorreu uma maior
redução dos SV no reactor 1 que no reactor 2 igual a 14%. Verifica-se pois que a
hidrólise térmica como pré-tratamento permite uma maior disponibilização do
carbono existente e neste caso muito próximo do valor correspondente à
solubilização dos açucares igual a 11%.
A Figura 3.4 permite evidenciar a produção diária e a produção acumulada de
biogás durante os 30 dias de tempo de ensaio para cada um dos reactores:
124
1600
1400
1200
1000
800
600
400
Volume de Biogas diário (ml)
Volume de biogás acumulado (ml)
12000
11500
11000
10500
10000
9500
9000
8500
8000
7500
7000
6500
6000
5500
5000
4500
4000
3500
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
200
0
0
3
6
9
12 15 18 21 24
Tempo do ensaio (dias)
27
30
Volume acumulado (controlo)
Volume acumulado (reactor 1)
Volume acumulado (reactor 2)
Volume diário (Controlo)
Volume diário (reactor 1)
Volume diário (reactor 2)
Figura 3.4- Produção acumulada e diária de biogás (Reactor 1- Substrato pré-tratado; Reactor 2Substrato não tratado)
Antes da realização deste ensaio verificou-se que havia necessidade de
contabilizar os volumes diários que poderiam ser superiores a 2l nos primeiros
dias. Para isso adaptou-se um sistema de armazenamento e contagem do
volume do biogás utilizando dois garrafões de 5l. Contudo devido ao facto de os
garrafões não estarem completamente isolados não houve contagem do biogás
no primeiro dia, situação que é possível verificar analisando as curvas de volume
diário. Colocaram-se provetas de 2l e procedeu-se apenas à contagem do volume
de biogás produzido nos três reactores após o 1º dia.
Verificou-se também que durante os primeiros 7 dias de ensaio ocorreram fugas
ligeiras devido ao abrir e fechar da válvula de recolha de amostra de biogás, quer
no reactor 1 quer no reactor 2. A fuga do reactor 1 ocorreu no 2ºdia e foi
reparada no 3º dia e a fuga do reactor 2 ocorreu no 6º dia e foi reparada no 7º
dia. Verificou-se também que o aparelho que regula a temperatura se
encontrava desligado, situação que é possível verificar ao analisar as curvas de
volume diário de biogás. A existência de dois picos é devida a essa situação. Na
passagem do 9º para o 10º dia ligou-se novamente o aparelho e após a
temperatura subir de 20-22ºC (temperatura ambiente do laboratório) para 37ºC
verificou-se uma produção de biogás bastante elevada resultando no 2º pico das
125
curvas relativas ao volume diário de biogás. Posto isto, verifica-se que as
conclusões deste ensaio ficam limitadas pelas condições a que este foi sujeito
durante os primeiros 10 dias.
No final do ensaio, apesar das fugas nos reactor 1 e 2, verifica-se uma
produtividade específica de biogás para o reactor 1 igual a 0,68 l de biogás/g SV
de substrato adicionado e para o reactor 2 igual a 0,63 l de biogás/g SV de
substrato adicionado. Dada a situação inicial de fugas e de variação da
temperatura apenas é possível referir que a produtividade específica de biogás,
utilizando uma razão I/S de 116,1 com a fracção 40-60 Mesh dos caules de
Cynara, é no mínimo de 0,63-0,68 l/gSV adicionados. Esta produtividade
específica de biogás está de acordo com alguns dos valores obtidos para outras
culturas herbáceas (Prochnow, 2009). No caso do inóculo a produtividade de
biogás foi igual a 0,19 l/gSV.
Relativamente ao conteúdo de metano verificou-se que este era em média igual
a 53% para os reactores 1 e 2 e de 63% para o reactor de controlo e o conteúdo
em dióxido de carbono era igual em média a 47% para os reactores 1 e 2 e 37%
para o controlo, conforme indicado na Tabela 3-9.
Tabela 3-9- Produtividades especificas de biogás e CH4 e conteúdo em metano e dióxido de
carbono durante o ensaio B
Reactores
Conteúdo em
Conteúdo em
CH4*(%)
CO2 (%)
Produtividade
Produtividade
específica de biogás
específica de CH4
(l/g SV)
(l/gSV)
Controlo
63,19
36,81
0,19
0,19
Reactor 1
53,15
46,85
0,68
0,34
Reactor 2
53,21
46,79
0,63
0,31
*O conteúdo de CH4 e CO2 de cada reactor resulta da média das análises efectuadas de 5 amostras.
Com base no conteúdo em metano calculou-se a produtividade especifica de
metano para cada um dos reactores verificando-se que esta é igual a 0,34 e 0,31
l CH4/gSV para o reactor 1 e 2 respectivamente. Devido aos problemas referidos
durante o ensaio apenas se pode referir que a produtividade específica de
metano para os caules de Cynara é no mínimo de 0,31-0,34 l/gSV. Estes valores
estão de acordo com a bibliografia consultada. Contudo devido á situação de
fugas é possível referir que muito provavelmente estes valores podem ser
superiores para as condições do ensaio em termos da razão I/S utilizada. Novos
ensaios poderão ser realizados de modo a determinar com maior exactidão estes
valores.
126
3.3 Fase C
3.3.1
Ensaio I
Neste ensaio designado por ensaio I analisaram-se 5 diferentes razões de I/S.
Contudo ao longo do trabalho prático mediante a disponibilidade de reactores
houve a possibilidade de testar outras razões de I/S em dois diferentes ensaios.
Os resultados obtidos para todas as razões serão apresentados juntamente
apenas para efeitos de comparação com os resultados obtidos inicialmente e
discussão do efeito da razão I/S na digestão anaeróbia de Cynara. Serão
apresentados resultados de 3 ensaios: o Ensaio I descrito em 2.3, e dois outros
ensaios designados por Y e Z seguidamente indicados na Tabela 3-10.
Tabela 3-10- Razões de I/S utilizadas em três diferentes ensaios: Ensaio I, Ensaio Y e Ensaio Z
Ensaios
I/S
Ensaio I
Reactor 1
349,8
Reactor 2
174,2
Reactor 3
116,1
Reactor 4
87,5
Reactor 5
69,7
Controlo
NA
Reactor 1
58,2
Reactor 2
50,0
Reactor 3
43,7
Reactor 4
38,9
Reactor 5
69,7
Controlo
NA
Reactor 4
35,0
Reactor 5
69,7
Controlo
NA
Ensaio Y
Ensaio Z
Como é possível verificar utilizou-se em cada ensaio a mesma razão I/S para o
reactor 5 para efeitos de comparação. Na Tabela 3-11 são apresentadas as
características de cada Ensaio em termos de SV e ST.
127
Tabela 3-11- Características dos Ensaios em termos de ST e SV
ST (g/l)
SV (g/l)
Reactor 1
20,38
15,55
Reactor 2
23,08
18,47
Reactor 3
28,34
23,11
Reactor 4
29,25
24,50
Reactor 5
30,48
25,88
Controlo
15,30
11,01
Reactor 1
45,55
27,69
Reactor 2
48,63
30,61
Reactor 3
50,60
32,99
Reactor 4
53,36
35,57
Reactor 5
42,29
24,30
Controlo
27,64
9,95
Reactor 4
58,05
45,96
Reactor 5
35,68
25,58
Controlo
21,08
10,63
Ensaios
Ensaio I
Ensaio Y
Ensaio Z
Verifica-se que as características do inóculo utilizado em termos de ST variam
consideravelmente de ensaio para ensaio, pelo que afectam o conteúdo de ST
em cada reactor. Por outro lado, verificou-se também que as condições de
operação dos digestores da ETAR de Chelas no momento de recolha da lama
digerida eram diferentes em termos de pH e temperatura Tabela 3-12.
Tabela 3-12- Características do inóculo (pH e temperatura) no momento de dos digestores (A-B)
Ensaio
pH (A-B)
Temperatura dos digestores (ºC)
Ensaio I
6.0-6.3
26
Ensaio Y
6.0-6.3
30
Ensaio Z
6.24-6.15
30,5-36,8
Nas Figuras Figura 3.5, Figura 3.6, Figura 3.7, Figura 3.8 e Figura 3.9 são
apresentados os volumes diários e acumulados registados ao longo do tempo de
ensaio para os três diferentes ensaios.
128
Volume acumulado (ml)
1800
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
Tempo de ensaio (dias)
Reactor A1
Reactor A2
Reactor A3
Reactor A4
Reactor A5
Reactor A6
Figura 3.5- Volume acumulado de biogás durante o Ensaio I (Razões I/S: reactor 1- 349,8 ml I/g
SV S; reactor 2- 174,2 ml I/g SV S; reactor 3- 116,1 ml I/g SV S; reactor 4- 87,5 ml I/g SV S;
Volume diário de biogas (ml)
reactor 5- 69,7 ml I/g SV S)
300
250
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
13
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
reactor 3
Reactor 5
Reactor 2
Reactor 4
Controlo
Figura 3.6- Volume diário de biogás durante o Ensaio I (Razões I/S: reactor 1- 349,8 ml I/g SV S;
reactor 2- 174,2 ml I/g SV S; reactor 3- 116,1 ml I/g SV S; reactor 4- 87,5 ml I/g SV S; reactor
5- 69,7 ml I/g SV S)
129
Volume acumulado de Biogas (ml)
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo Y
Figura 3.7- Volume acumulado de biogás durante o ensaio Y (Razões I/S: reactor 1- 58,2 ml I/g
SV S; reactor 2- 50,0 ml I/g SV S; reactor 3- 43,7 ml I/g SV S; reactor 4- 38,9 ml I/g SV S;
Volume diário de Biogas (ml)
reactor 5- 69,7 ml I/g SV S)
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Tempo de ensaio (dias)
Reactor1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo Y
Figura 3.8- Volume diário de biogás durante o ensaio Y (Razões I/S: reactor 1- 58,2 ml I/g SV S;
reactor 2- 50,0 ml I/g SV S; reactor 3- 43,7 ml I/g SV S; reactor 4- 38,9 ml I/g SV S; reactor 569,7 ml I/g SV S)
130
Volume acumulado de Biogas (ml)
600
3500
500
3000
400
2500
2000
300
1500
200
1000
100
500
0
0
0
2
4
6
8
Tempo de ensaio (dias)
10
12
Volume diário de Biogas (ml)
4000
14
Reactor 4
Reactor 5
Controlo Z
Reactor 4 (volume diário)
Reactor 5 (volume diário)
Controlo Z (volume diário)
Figura 3.9- Volume diário e acumulado de biogás durante o Ensaio Z (Razões I/S: reactor 4- 35,0
ml I/g SV S; reactor 5- 69,7 ml I/g SV S)
Como é possível verificar o efeito da variação da razão de I/S na produção de
biogás não teve o mesmo impacto do Ensaio apresentado no ponto 3.2.2.1.
Neste ponto
tinha-se verificado que uma razão I/S igual a 38,9 ml I/g SV S
conduziu a uma maior produção de AGVs que levou a um desequilíbrio e
diminuição do pH. No Ensaio Y e Z utilizou-se para o reactor 4 uma razão de I/S
igual ou superior a esta, no entanto não se verificou uma diminuição da produção
de biogás antes pelo contrário a produção de biogás em termos de volume
acumulado e diário foi sempre superior em relação às outras razões I/S
utilizadas. Por outro lado os pH no final do ensaio situavam-se próximo do
neutro, demonstrando que o mesmo efeito de acumulação de AGVs e
consequente acidificação não ocorreu (Tabela 3-13):
Tabela 3-13- Valor de pH final para os Ensaios Y e Z
Ensaio Y
Ensaio Z
Reactores
I/S (ml I/g SV S)
pH
Reactor 1
58,3
7,21
Reactor 2
50,0
7,31
Reactor 3
43,7
7,43
Reactor 4
38,9
7,44
Reactor 5
69,7
7,39
Reactor 4
35,0
6,62
Reactor 5
69,7
6,76
Comparando os inóculos utilizados nos Ensaios Y e Z com o inóculo utilizado no
ensaio descrito no ponto 3.2.2.1 verifica-se que existe uma grande diferença no
131
que se refere ao conteúdo de ST, constatação que não foi investigada neste
trabalho contudo deverá ser considerada em futuros ensaios.
Na Tabela 3-14 é indicada a produtividade específica de biogás de cada reactor,
conteúdo de metano e dióxido de carbono:
Tabela 3-14- Produtividade especifica de biogás e conteúdo em CH4 e CO2 para as várias razões de
I/S
Ensaios
Ensaio I
Reactor
I/S (ml I/g
Produtividade específica de biogás
CH4
CO2
SV S)
(l/g SV)
(%)
(%)
67,24
32,76
11
349,8
ND
174,2
0,066
62,35
37,65
116,1
0,059
57,44
42,56
87,5
0,078
56,63
43,37
69,7
0,079
56,19
43,81
58,3
0,072
54,25
45,75
50,0
0,072
56,43
43,57
43,7
0,076
52,45
47,55
38,9
0,082
50,89
49,11
69,7
0,070
55,91
44,09
35,0
0,091
55,47
44.53
69,7
0,102
56,15
43,85
1
Reactor
2
Reactor
3
Reactor
4
Reactor
5
Ensaio
Reactor
1
Y
Reactor
2
Reactor
3
Reactor
4
Reactor
5
Ensaio
Reactor
4
Z
Reactor
5
A produtividade especifica de biogás ao final de 11-12 dias de tempo de ensaio é
bastante similar para todas as razões, contudo verifica-se que para os ensaios I
e Z a razão I/S igual 69,7 apresentou a produtividade mais elevada e, no caso do
ensaio Y a razão que antes tinha sido considerada inadequada para a digestão
anaeróbia dos caules de Cynara, igual a 38,9, apresentou a produtividade
especifica mais elevada. Verifica-se que a produtividade específica de biogás
11
ND- Não determinado devido a problemas de fuga
132
aumenta com a diminuição da razão I/S e tende a diminuir para razões inferiores
a 38,9. Contudo, tendo em conta a variabilidade do inóculo deverão ser
efectuadas ensaios idênticos com o mesmo inóculo para tempos de ensaio de no
mínimo 30 dias de modo a contabilizar aproximadamente todo o volume de
biogás produzido.
Verifica-se também que o conteúdo de metano tende a diminuir com a
diminuição da razão de I/S. Em geral verifica-se que a digestão anaeróbia de
Cynara produz um gás constituído por 56,8 ± 4,3 % de metano e 43,2 ± 4,3 %
de dióxido de carbono.
Verificou-se, no caso do Ensaio I, que a razão de C/N e CQObruto/N aumenta com
a diminuição da razão I/S, ou seja, com o aumento da concentração do substrato
(Tabela 3-15).
Tabela 3-15- Razão de C/N e CQObruto/N para diferentes razões de I/S (Ensaio I)
Reactores
I/S (ml I/g SV S)
C/N*
CQObruto/N
Reactor 1
349,8
10,50
27,70
Reactor 2
174,2
11,37
29,88
Reactor 3
116,1
13,79
36,31
Reactor 4
87,5
14,03
36,97
Reactor 5
69,7
15,03
39,18
Controlo
NA
7,31
19,54
Ensaio I
*O valor de Carbono foir estimado com base no teor de SV dividindo este conteúdo por 2
Conforme anteriormente descrito considera-se, para substratos lenhocelulosicos,
razões de C/N próximas de 15-16 como as ideais para o processo de DA. Com
base nesta referência e considerando o volume de biogás acumulado bem como
a produtividade específica de biogás e metano medidos para o Ensaio I, decidiuse utilizar a razão I/S igual a 69,7 ml I/g SV S nos ensaios seguintes.
3.3.2
Ensaio II
Este ensaio serviu para verificar o efeito do tempo de reacção da hidrólise
térmica dos caules de Cynara na produtividade específica de biogás e metano
para a razão I/S de 69,7 ml I/g SV S. As FigurasFigura 3.10 e Figura 3.11
permitem evidenciar o efeito da solubilização da matéria orgânica e o efeito na
razão C/N e de CQO/N.
133
2250
2000
CQO soluvel (mg/l)
1750
1500
1250
1000
750
500
250
0
10 min
15 min
20 min
30 min
Figura 3.10- Efeito do tempo de reacção da hidrólise térmica na solubilização de carbono
19,00
43
41
39
37
35
15,00
13,00
33
31
29
11,00
9,00
7,00
Relação CQO/N
Relação C/N
17,00
27
25
5,00
0
10
20
Tempo de reacção (min)
Relação C/N
30
40
Relação CQO/N
Figura 3.11- Efeito do tempo de reacção de hidrólise térmica na relação de C/N e CQO/N
Verifica-se que o efeito da hidrólise térmica aumenta a solubilização dos açúcares
estruturais e lenhina. Apesar de não terem sido realizadas
realizadas análises do conteúdo
em hidratos de carbono e lenhina do substrato após hidrólise térmica verifica-se
verifica
que ocorre um aumento gradual da solubilização do carbono com o tempo de
reacção. Por outro lado verifica-se
verifica
que o conteúdo em azoto tende a aumentar
aum
ligeiramente contribuindo para a diminuição da relação de C/N e CQO/N (Figura
3.12).
134
Azoto Orgânico (mg/l)
1060
1040
1020
1000
980
960
940
920
900
880
860
840
0
10
20
30
Tempo de reacção (min)
40
Figura 3.12- Efeito do tempo de reacção da hidrólise térmica na libertação de azoto
As Figura 3.13 e Figura 3.14 apresentam a digestão anaeróbia dos substratos prétratados e não tratados durante o tempo de ensaio bem como o volume
acumulado e produtividade específica no final do ensaio.
Volume diário de Biogás (ml)
350
300
250
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo
Figura 3.13- Volume diário de biogás produzido para o Ensaio II (Reactor 1- substrato pré-tratado
10 min; Reactor 2- Substrato pré-tratado 15 min; Reactor 3- Substrato pré-tratado 20 min;
Reactor 4 Subsatrato pré-tratado 30 min; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento)
135
Volume acumulado de Biogás (ml)
2500
2000
1500
1000
500
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10 11 12
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Controlo
Reactor 5
Figura 3.14- Volume acumulado de biogás produzido para o Ensaio II (Reactor 1- substrato prétratado 10 min; Reactor 2- Substrato pré-tratado 15 min; Reactor 3- Substrato pré-tratado 20
min; Reactor 4 Subsatrato pré-tratado 30 min; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento)
Verifica-se que o reactor 3 apresentou ao fim de 12 dias de tempo de ensaio o
maior volume acumulado de biogás produzido, resultando igualmente numa
maior produtividade específica de biogás Tabela 3-16.
Tabela 3-16- Observações finais do Ensaio II
Reactores
Volume de biogás
Produtividade específica de
CH4
CO2
acumulado (ml)
biogás (l/gSV)
(%)
(%)
Reactor 1
1465
0,061
60,12
39,88
Reactor 2
1776
0,078
62,69
37,31
Reactor 3
1946
0,089
61,77
38,23
Reactor 4
1875
0,085
64,81
35,19
Reactor 5
1715
0,070
64,89
35,11
Controlo
535
0,043
NA12
NA
Verifica-se uma ligeira variação do conteúdo de metano, superior para o
substrato não tratado e diminuindo para o substrato tratado com 10 minutos e
aumentando novamente para substratos submetidos a tempos de reacção
superiores. Apesar desta variação e tendo em conta o volume acumulado e a
produtividade específica de biogás optou-se por utilizar um tempo de reacção de
hidrólise térmica de 20 minutos para o Ensaio III.
12
Não Atribuido (NA) devido ao facto de o volume da amostra ser muito reduzido não
permitindo uma correcta medição do conteúdo em metano e dióxido de carbono.
136
3.3.3
Ensaio III
Este ensaio permitirá seleccionar
seleccionar o reagente químico que possui maior impacto
na solubilização do carbono existente no substrato e,
e consequentemente,
consequentemente melhor
resultado em termos de volume acumulado de biogás e produtividade específica
(Figura 3.15).
7000
CQO soluvel (mg/l)
6000
5000
4000
3000
2000
1000
0
Substrato não tratato
NaOH
Amonia (aq)
Acido Nitrico
Acido Acetico
Figura 3.15- Solubilização do carbono para diferentes reagentes quimicos após pré-tratamento
termo químico
Verifica-se que os reagentes hidróxido de sódio e ácido nítrico,
ítrico, uma base forte e
um ácido forte,, apresentam um melhor resultado na solubilização do carbono do
substrato e que o ácido
cido nítrico
ítrico é o que apresenta melhor resultado. Verifica-se
Verifica
que o efeito de solubilização é maior para: ácido nítrico>NaOH>
ítrico>NaOH>amónia
(Aq)>ácido acético
cético respectivamente.
A Figuras Figura 3.16 e Figura 3.17 apresentam os gráficos relativos à produção de
biogás diário e acumulado, respectivamente, para o Ensaio III.
137
Volume diário de Biogas (ml)
450
400
350
300
250
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Série3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo
Figura 3.16- Volume diário produzido durante o ensaio III (Reactor 1- substrato pré-tratado com
NAOH; Reactor 2- Substrato pré-tratado com NH3(aq) ; Reactor 3- Substrato pré-tratado com HNO3-
Volume Acumulado de Biogas (ml)
; Reactor 4- Subsatrato pré-tratado com CH3COOH; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento)
2000
1500
1000
500
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo
Figura 3.17- Volume acumulado de biogás durante o ensaio III (Reactor 1- substrato pré-tratado
com NAOH; Reactor 2- Substrato pré-tratado com NH3(aq) ; Reactor 3- Substrato pré-tratado com
HNO3-; Reactor 4- Subsatrato pré-tratado com CH3COOH; Reactor 5- Substrato sem prétratamento)
138
De modo a completar a análise dos gráficos a Tabela 3-17 apresenta as
características da mistura dos substratos pré-tratatos com inóculo no inicio e no
final do ensaio. O conteúdo em AGVs e alcalinidade foi medido no final do ensaio.
Tabela 3-17- Características do conteúdo de cada reactor no inicio e final do ensaio III
Reactores
pH
SV (g/l)
N-NH4+
AGV
Alcalinidade
CH4
CO2
(mg/l)
(mg/l)
(mg CaCO3/l)
(%)
(%)
pHinicial
pHfinal
SVinicial
SVfinal
Inicial
Final
Reactor 1
8,38
7,75
25
19
370
518
106
3845
71
29
Reactor 2
8,75
6,64
28
21
1321
1488
4201
236
45
55
Reactor 3
5,87
3,85
25
19
518
502
2465
0,5
45
55
Reactor 4
5,84
7,32
27
20
435
535
0
1446
65
35
Reactor 5
6,87
7,29
27
24
435
502
0
1547
60
40
*
*Incialmente após o pré-tratamento obteve-se pH igual a 9.18 e depois corrigiu-se o pH a 8.75
Os reactores 2 e 3 apresentam os piores resultados, em termos de volume
acumulado de biogás, evidenciando sinais de inibição desde o primeiro dia de
ensaio. Analisando a Tabela 3-17 verifica-se que a inibição do processo no reactor
2 pode estar relacionada com o pH e o conteúdo de azoto amoniacal. Verifica-se
que, devido a estas condições, apenas as bactérias fermentativas permaneceram
com maior actividade proporcionando um acumular de AGVs e levando à
diminuição da alcalinidade do meio e ao desequilíbrio do sistema, inibindo as
bactérias metanogénicas, efeito que se traduz numa menor produção de biogás e
menor conteúdo de metano. Contudo regista-se um elevado conteúdo de AGVs e
de SV indicando que o pré-tratamento com amónia é bastante eficiente na
solubilização do substrato, contudo a concentração utilizada deste reagente
conduziu a uma subida elevada do pH e de azoto amoniacal que inibiu a
actividade das bactérias, situação que também pode ser evidenciada pela
CQOsolúvel das amostras no final do ensaio (Figura 3.18).
139
CQO soluvel (mg/l)
10000
8000
6000
4000
2000
0
Reactor 5
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Figura 3.18- Carbono solubilizado não degradado (Reactor 1- substrato pré-tratado
tratado com NAOH;
Reactor 2- Substrato pré-tratado
tratado com NH3(aq) ; Reactor 3- Substrato pré-tratado
tratado com HNO3-;
Reactor 4- Subsatrato pré-tratado
tratado com CH3COOH; Reactor 5- Substrato sem pré-tratamento)
pré
Comparando os valores de CQOsolúvel no inicio (Figura 3.15)) e final do ensaio
(Figura 3.18) verifica-se
se que, para o reactor contendo substrato tratado com
amónia
mónia (reactor 2), a solubilização do carbono foi superior durante o ensaio de
digestão anaeróbia do que
ue durante o pré-tratamento.
pré tratamento. O efeito do tratamento da
amónia
mónia parece facilitar a acessibilidade das bactérias hidrolíticas e fermentativas.
fermentativas
No caso do reactor 3 verifica-se
verifica se que a inibição foi devida a outros factores que
podem estar relacionados com a presença
presença de nitratos como aceitador de
electrões (Tabela 3-18).
Tabela 3-18- Conteúdo em nitratos antes e depois do ensaio
Reactores
Conteúdo em NO3Antes (mg/l)
Depois (mg/l)
Reactor 1
-102,1
-94,3
Reactor 2
-78,9
-19,8
Reactor 3
126,7
-12,1
Reactor 4
-73,8
-94,3
Reactor 5
-104,6
-114,9
As análises foram realizadas algum tempo depois da recolha das amostras,
amostras pelo
que o conteúdo em nitratos apresenta um valor negativo,
gativo, com excepção da
amostra proveniente do reactor 3. A presença deste aceitador de electrões pode
ter levado à inibição da degradação levada a cabo pelas bactérias anaeróbias.
Por outro lado o pH do meio,
meio no final do ensaio, é bastante inferior ao valor
val
normalmente referido como óptimo para a metanogénese e igualmente para a
fermentação, pelo que não se registou praticamente nenhuma produção de
biogás após o 4º dia.
140
Analisando o conteúdo de AGVs por cromatografia gasosa verifica-se que o ácido
acético apresenta uma maior quantitativo, seguido do ácido propiónico e do ácido
butírico. Verifica-se que para valores superiores a 2 g/l de ácido acético ocorre a
inibição do processo, na eventualidade de não existir alcalinidade suficiente para
manter o pH dentro do limite considerado óptimo (Tabela 3-19). Verifica-se
também que não ocorrem muitas diferenças entre os dois métodos utilizados
para determinar o conteúdo de AGVs (cromatografia gasosa e titulação).
Tabela 3-19- Conteúdo em AGVs utilizando cromatografia gasosa
AGV
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Concentração de AGVs (mg/l)
Ácido acético
0
3552
1687
0
0
Ácido propiónico
0
694
90
0
0
Ácido iso butírico
0
42
156
0
0
Ácido butirico
0
193
0
0
0
Ácido valérico
0
88
0
0
0
TOTAL
0
4569
1933
0
0
Verifica-se que os únicos reagentes químicos que proporcionaram melhores
condições para a digestão anaeróbia foram respectivamente o hidróxido de sódio
e o ácido acético. Em termos de volume acumulado, produtividade específica de
biogás e conteúdo em metano verifica-se que o reactor 1 apresentou os
melhores resultados. Verifica-se que o ácido acético apresentou também uma
boa produtividade registando-se no final do ensaio, na passagem para o 11º dia,
uma subida da produção de biogás. Contudo, a duração do ensaio poderá limitar
as conclusões relativamente a produção de biogás pelo que dever-se-á realizar o
mesmo ensaio para uma duração de aproximadamente 30 dias de modo a
permitir uma correcta contabilização do volume total produzido.
Com base nestas observações optou-se por utilizar o hidróxido de sódio no
tratamento térmico do substrato utilizado no Ensaio Final.
3.3.4
Ensaio Final
Este ensaio foi realizado com o objectivo de verificar qual o efeito do prétratamento térmoquímico (160º, 20 min, 12,5%, 14% NaOH) na produtividade
especifica de biogás e metano dos caules de Cynara utilizando uma razão I/S
igual 69,7 ml I/S. A dimensão das partículas do substrato foi a principal diferença
141
relativamente aos outros ensaios, dificultando a determinação de ST e SV. As
partículas do substrato não tratado possuem dimensões elevadas (Anexos Figura
A 4). Utilizou-se um copo para a amostragem, recolhendo-se 80 ml de amostra
de cada reactor e agitando manualmente. O mesmo sistema de recolha foi
realizado antes e depois do ensaio. No final do ensaio devido à degradação dos
substratos as partículas apresentavam menores dimensões, especialmente no
reactor 1 (substrato pré-tratado), utilizaram-se pipetas o que permitiu comparar
os dois sistemas de amostragem (Tabela 3-20). Relativamente à determinação
de ST e SV finais verifica-se que utilizando pipeta a determinação não é muito
diferente de quando se utiliza o copo, no caso do reactor 1. Contrariamente, no
caso do reactor 2 (substrato não tratado), verifica-se que a determinação
utilizando pipeta é afectada, devido às partículas apresentarem ainda dimensões
elevadas (Figura 3.19 e Figura 3.20).
Tabela 3-20- Comparação da determinação de ST e SV utilizando pipeta e copo (Reactor 1substrato pré-tratado; Reactor 2- substrato não tratado)
Reactores
STiniciais
SViniciais
(%)
(%)
Utilizando Copo
STfinais (%)
SVfinais (%)
Utilizando Pipeta
STfinais
SVfinais
(%)
(%)
Controlo
2,37
1,00
2,04
0,71
2,05
0,75
Reactor 1
4,48
2,76
3,40
1,70
3,61
1,68
Reactor 2
4,51
3,12
3,78
2,40
2,59
1,22
Figura 3.19- Aspecto da mistura no interior do reactor 1 no final do ensaio (Substrato sujeito a prétratamento)
142
Figura 3.20- Aspecto da mistura no interior do reactor 2 no final do ensaio (Substrato sem prétratamento)
Na Figura 3.21 e na Tabela 3-21 apresentam-se os resultados relativos ao ensaio
35000
4000
30000
3500
3000
25000
2500
20000
2000
15000
1500
10000
1000
5000
Volume diário de Biogas (ml)
Volume acumulado de Biogas (ml)
final propriamente dito.
500
0
0
0
4
8
Reactor 1
Reactor 1 (diário)
12
16
20
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 2
Reactor 2 (diário)
24
28
32
Controlo
Controlo (diário)
Figura 3.21- Volume de biogás diário e acumulado para o ensaio final (Reactor 1- Substrato prétratado; Reactor 2- Substrato não tratado)
143
Tabela 3-21-Resultados obtidos para o Ensaio Final
Reactores
pH
pHinicial
pHfinal
Remoção
Produtividade
Produtividade
CH4*
CO2
de SV após
específica de
específica de
(%)
(%)
ensaio (%
biogás (l/gSV)
metano (l/gSV)
ST)
Controlo
6,8
7,15
NA
0,22
0,14
65
35
Reactor 1
8,7
7,54
44
1,33
0,86
65
35
Reactor 2
6,8
6,78
21
0,61
0,29
50
50
*Medição do conteúdo de metano e dióxido de carbono decorridos 20 dias
Verifica-se que o substrato submetido a pré-tratamento termoquímico apresenta
os melhores resultados em termos de produtividade específica de biogás e
metano. Contudo a contagem do volume de biogás produzido pode estar sujeita
a erros que não estão incorporados nas medições. Nos primeiros 4 dias utilizouse um garrafão de 5 litros (Anexos Figura A 2) que permitiu contabilizar
volumes superiores a 2l diários, e após o 4º dia utilizou-se uma proveta de 2l.
Walker (2009) refere que a contabilização do volume de biogás, utilizando
sistemas de deslocamento de líquido, está sujeita a erros relacionadas com a
dissipação de CO2 e CH4 na solução de líquido utilizada, com a produção de vapor
de água que pode conduzir a uma sobrestimação do volume medido, e com a
pressão hidrostática que por sua vez depende da configuração do gasómetro
utilizado. A elevada produtividade específica de biogás e metano registadas neste
ensaio podem dever-se por um lado ao método utilizado para determinar os SV e
por outro lado ao facto de poder existir um erro associado na contabilização do
volume de biogás.
Outro aspecto interessante é o facto de o conteúdo de metano e dióxido de
carbono variar consideravelmente nos primeiros dias de ensaio para o reactor 1
(Figura 3.22).
144
Conteudo em Metano (%)
90
60
80
70
50
60
40
50
30
40
30
20
20
10
10
0
0
0
5
10
15
20
Conteudo em dioxido de carbono (%)
70
25
Tempo (dias)
Metano
Dióxido de carbono
Figura 3.22- Conteúdo em metano e dióxido de carbono para o reactor 1
Verificou-se que o conteúdo em metano aumentou ao longo do ensaio, pelo que
a produtividade específica de metano, indicada na Tabela 3-21 poderá não ser a
mais correcta. Nos primeiros dias verificou-se uma elevada produção de biogás
contudo o conteúdo em dióxido de carbono era superior ao do metano.
Calculando as produtividades especificas de metano diárias e acumuladas com
base no conteúdo de metano obtêm-se produtividades de metano entre 0,590,61 l/g SV, valores que estão mais próximos da bibliografia consultada.
O ensaio permite verificar que a utilização de um pré-tratamento termoquímico
permite aumentar a biodegradabilidade de um substrato. Contudo outros
factores, tais como solubilização de compostos fenólicos provenientes na lenhina
em elevada quantidade, podem ter inibido momentaneamente as bactérias
metanogénicas que se adaptaram ao substrato, verificando-se que a partir do
10º dia a produção de metano aumentou. É possível também verificar ao longo
do ensaio uma alteração da cor do líquido da mistura no reactor 1. Nos primeiros
dias a cor era castanha avermelhada e ao longo do ensaio verificava-se uma
diminuição da intensidade da cor, evidenciando que possivelmente compostos
presentes na lenhina poderão ter sido degradados (Anexos ver Figura A 5 e
Figura A 6). Contudo, deverão ser realizados outros ensaios de modo a concluirse qual a causa deste desequilíbrio na composição do biogás e verificar se é
possível alcançar estas mesmas produtividades de biogás.
145
3.3.5
Ensaios em Paralelo
3.3.5.1
Tratamento mecânico
O tratamento mecânico é considerado por muitos autores como suficiente e
eficiente na libertação e disponibilização de carbono. As Figura 3.23 e Figura 3.24
apresentam o volume acumulado e diário durante 11 dias de tempo de ensaio
utilizando um substrato com partículas de diferentes dimensões: 2mm, 40 Mesh,
Volume acumulado de biogás (ml)
40-60 Mesh, 60-80 Mesh e 80 Mesh.
350
300
250
200
150
100
50
0
0
1
2
3
4
5
6
7
Tempo de ensaio (dias)
8
9
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo
10
11
Figura 3.23- Volume diário de biogás (Reactor 1- partículas de 2mm; Reactor 2- partículas de 40
Mesh; Reactor 3- partículas de 40-60 Mesh; Reactor 4- partículas de 60-80 Mesh; Reactor 5-
Volume acumulado de biogás (ml)
partículas de 80 Mesh)
1600
1400
1200
1000
800
600
400
200
0
0
1
2
3
4
5
6
7
Tempo de ensaio (dias)
8
9
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 4
Reactor 5
Controlo
10
11
Figura 3.24- Volume acumulado de biogás (Reactor 1- partículas de 2mm; Reactor 2- partículas de
40 Mesh; Reactor 3- partículas de 40-60 Mesh; Reactor 4- partículas de 60-80 Mesh; Reactor 5partículas de 80 Mesh)
146
Como é possível verificar ocorre um aumento da produção de biogás com a
diminuição da dimensão das partículas do substrato. Verifica-se para todas as
fracções um aumento da produção nos primeiros dias do ensaio diminuindo
consideravelmente ao longo do ensaio. Sendo que a fracção contendo partículas
de menor dimensão apresenta uma produtividade especifica de biogás mais
elevada que todas as outras fracções. Verifica-se também que entre as fracções
40 e 60-80 Mesh a produtividade específica de biogás não é muito diferente
(Figura 3.23).
Tabela 3-22- Produtividade especifica de biogás e conteúdo em metano e dióxido de carbono
Reactores
Fracções
Produtividade específica de biogás (l/gSV)
CH4 (%)
CO2 (%)
Reactor 1
2 mm
0,046
59.9
40,1
Reactor 2
40 Mesh
0,074
56,6
43,4
Reactor 3
40-60 Mesh
0,073
56,6
43,4
Reactor 4
60-80 Mesh
0,079
59,0
41,0
Reactor 5
80 Mesh
0,087
55,5
44,5
A eficiência do tratamento mecânico contudo deverá ser avaliada para um tempo
de ensaio superior a 11dias.
3.3.5.2
Tratamento enzimático
O pré-tratamento enzimático foi avaliado através da determinação do conteúdo
em glucose e xilose durante a fase de pré-tratamento. O tempo máximo para o
pré-tratamento foi alterado para 60 h devido ao facto de se ter retirado as
primeiras amostras para o ensaio de digestão anaeróbia decorridos 40h e não
24h. A análise do conteúdo em glucose e xilose foi analisado ao longo do prétratamento decorridas 24h, 48h e 60h (Figura 3.25).
147
Concentração de Glucose e Xilose (g/l)
5
4,5
4
3,5
3
2,5
2
1,5
1
0,5
0
0
24
48
60
Tempo de pré-tratamento enzimático (h)
Xilose (branco)
Glucose (Branco)
Glucose (C\ Enzimas)
Xilose (C\ Enzimas)
Figura 3.25- Efeito do pré-tratamento enzimático na disponibilização de Glucose e xilose
Verifica-se que a acção enzimática contribui para uma maior disponibilização de
açúcares estruturais conduzindo à libertação de 4,3 g/l e 1,4 g/l de glucose e
xilose, respectivamente, decorridas 60h. Verifica-se que o efeito de solubilização
tende a ser menor ao longo do tempo. Entre as 24h e as 48h apenas existiu um
acréscimo de 0,6 g/l e 0,3 g/l de glucose e xilose e entre as 48h e as 60 h o
acréscimo foi ainda menor e igual a 0,16 g/l e 0,07 g/l de glucose e xilose
respectivamente. Como é referido em Jørgensen (2007) a operação de hidrólise
com grandes concentrações de substrato pode causar a inibição do sistema
enzimático responsável pela hidrólise da celulose. As enzimas β-glucosidades são
até um certo ponto inibidas pela concentração da glucose. A sua inibição causa
por sua vez a acumulação de celobiose que é inibidora em certas concentrações
da celobiohidrolase. Por outro lado a presença de lenhina parece interferir de
diversos modos na acção enzimática que por um lado afecta a acessibilidade das
celulases à celulose e por outro lado as celulases podem inclusive fica adsorvidas
a lenhina.
No presente caso utilizou-se aproximadamente 5g de cardo nos quais existem
aproximadamente 2 g de glucose e 0,8 g de xilose. Tendo em conta o volume
utilizado de solução tampão igual a 76 ml e admitindo a máxima hidrólise dos
açucares estruturais deveriam existir cerca de 26 g/l de glucose e 11 g/l de
xilose. No entanto essa situação não se verificou evidenciando que outros
factores tais como: actividade enzimática, concentração de enzima versus
148
concentração de substrato e a existência de lenhina, podem ter afectado a
solubilização completa da glucose (Figura 3.26 e Figura 3.27).
Volume diário de Biogas (ml)
600
500
400
300
200
100
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 5
Controlo
Figura 3.26- Volume diário para o ensaio de digestão anaeróbia (Reactor 1- substrato com prétratamento enzimático a 48h; Reactor 2- subatrato com pré-tratamento enzimático a 60h; Reactor
3- substrato sem pré-tratamento enzimático apenas adição de enzimas ao reactor; Reactor 5-
Volume acumulado de Biogas (ml)
Substrato sem pré-tratamento enzimático e sem adição de enzimas)
3000
2500
2000
1500
1000
500
0
0
1
2
3
4
5
6
7
8
9
10
11
12
Tempo de ensaio (dias)
Reactor 1
Reactor 2
Reactor 3
Reactor 5
Controlo
Figura 3.27- Volume acumulado para o ensaio de digestão anaeróbia (Reactor 1- substrato com
pré-tratamento enzimático a 48h; Reactor 2- subatrato com pré-tratamento enzimático a 60h;
Reactor 3- substrato sem pré-tratamento enzimático apenas adição de enzimas ao reactor; Reactor
5- Substrato sem pré-tratamento enzimático e sem adição de enzimas)
149
Verifica-se que os reactores 3 e 5 apresentaram os melhores resultados em
termos de volume diário, volume acumulado e de produtividade específica de
biogás. Sendo que o reactor 3 contendo substrato com adição de enzima foi o
reactor que apresentou os melhores resultados (Tabela 3-23).
Tabela 3-23- Parâmetros determinados no inicio e final do ensaio de DA
Reactores
pHInicial
pHFinal
AGVs
Alcalinidade
(g/l)
(gCaCO3/l)
Produtividade
CH4
CO2
específica de biogás
(%)
(%)
(l/gSV)
Reactor 1
6,45
6,63
4,4
0,9
0,02
36,7
63,3
Reactor 2
6,65
7,48
2,8
2,5
0,05
38,6
61,4
Reactor 3
6,98
6,80
0,2
1,6
0,12
63,4
36,6
Reactor 5
6,98
6,76
0,1
1,4
0,10
56,2
43,85
Verifica-se que os reactores 1 e 2, contendo os substratos sujeitos ao prétratamento enzimático (40h e 60h), apresentaram no final do ensaio um
conteúdo em AGVs bastante elevado principalmente no reactor 1. Com base nos
resultados obtidos em HPLC a concentração de glucose e xilose não deverá ser
muito diferente entre os substratos sujeitos a pré-tratamento por 40 h e 60 h,
pelo que a concentração de AGVs não deveria ser muito diferente entre os dois
reactores. A explicação pela elevada concentração de AGVs no reactor 1 em
comparação com o reactor 2 pode dever-se ao facto de no reactor 1 o pH inicial
ser ligeiramente inferior ao do reactor 2. O mesmo efeito de inibição também se
verificou no reactor 2 contudo a sua recuperação verificou-se a partir do dia 6-7
e no caso do reactor 1 apenas a partir do dia 10-11, pelo que a concentração de
AGVs é ainda bastante elevada no reactor 1. O efeito da inibição é verificado
também pelo conteúdo de CH4 e CO2 que evidencia uma maior libertação de CO2
devido ao pH do meio ser ácido e menor alcalinidade. No entanto, os resultados
da composição do biogás provêm de amostras retiradas no 7º dia e portando não
acompanham a subida da produção de biogás verificada nos reactores 1 e 2. Pelo
que seria interessante verificar também o conteúdo de CH4 e CO2 durante estes
últimos dias.
Apesar disto, analisando o conteúdo em AGVs e alcalinidade para os dois
reactores, verifica-se que a razão AGVs/Alcalinidade é bastante superior à
considerada como adequada para o processo que deverá ser igual ou inferior a
0,2. Estes resultados indicam que provavelmente a correcção do pH no inicio do
150
ensaio não foi eficiente e por outro lado a concentração inicial de AGVs era
bastante elevada, factor que pode estar relacionado com a concentração da
solução tampão utilizada no pré-tratamento enzimático.
No caso dos outros reactores, verifica-se que a adição de enzimas contribuiu
para uma maior produtividade específica de biogás e conteúdo de metano do
biogás. O efeito de adição de celulases no aumento da produtividade específica
de biogás vem comprovar uma vez mais que a fase limitante do processo
degradativo de substratos lenhocelulosicos é a hidrólise. Esta limitação parece
também dever-se não só à estrutura do material lenhocelulósico mas também
devido aos microrganismos presentes no inóculo que tenham a capacidade de
produzir celulases. A adição de celulases ao inóculo aumentou a produtividade
especifica de biogás do substrato quando comparado com o reactor que apenas
continha inóculo de ETAR. Os microrganismos existentes no inóculo de ETAR
apresentam um défice na produção de celulases ou os microrganismos existentes
não possuem a capacidade para produzir este tipo de enzimas. Contudo deverse-á efectuar em conjunto análises ao inóculo de ETAR utilizado, de modo a
verificar quais os organismos hidrolíticos existentes. Por outro lado dever-se-á
efectuar ensaios utilizando diferentes concentrações das duas enzimas utilizadas,
bem como efectuar um branco, inóculo e celulose, como substrato com e sem
adição de enzimas. Deste modo é possível apresentar resultados que permitam
evidenciar a carência de microrganismos hidrolíticos no inóculo utilizado e da
produção de celulases.
No entanto, dever-se-á realçar um efeito bastante positivo com a simples adição
de enzimas à mistura contendo inóculo de ETAR e cardo e, contrariamente um
efeito bastante negativo com a realização de um pré-tratamento enzimático. A
realização de um pré-tratamento enzimático segundo as condições utilizadas não
contribuiu para a melhoria do processo de digestão anaeróbia.
151
152
4 Conclusões
O trabalho apresentado permitiu analisar em termos gerais o processo de
digestão anaeróbia de biomassa. O trabalho está dividido em duas partes, uma
primeira parte com o objectivo de apresentar o estado da arte, focando com
algum
detalhe
determinados
parâmetros
associados
directamente
ou
indirectamente com o processo de digestão anaeróbia, e com o trabalho
experimental propriamente dito. A segunda parte do trabalho refere-se aos
ensaios desenvolvidos em laboratório referentes à digestão anaeróbia de Cynara
cardunculus L.
O trabalho experimental permitiu analisar o efeito na produtividade de biogás e
composição
do
biogás
utilizando
diferentes
razões
I/S,
diferentes
pré-
tratamentos (térmico, termoquímico, mecânico e enzimático) e adição de
celulases ao inóculo.
O trabalho experimental realizado permitiu concluir que a digestão anaeróbia dos
caules de Cynara cardunculus L., como processo de produção de metano, revelase apenas interessante quando ocorre uma fase de pré-tratamento. A realização
de um pré-tratamento mecânico, térmico, termoquímico e adição de enzimas,
conduz a uma maior conversão dos caules de Cynara a metano. Contudo o efeito
do pré-tratamento e da adição de enzimas deverá ser analisado em outros
ensaios com mais detalhe, de modo a construir uma matriz que permita escolher
o melhor pré-tratamento.
A análise do ensaio B e do ensaio final, realizados para um tempo experimental
de 32 dias permite concluir que a produtividade especifica de metano para a
Cynara cardunculus L. sem qualquer pré-tratamento é no mínimo igual a 0,3 l/g
SV. Os problemas verificados durante o ensaio B não permitiram contabilizar
todo
o
volume
de
biogás
produzido
pelo
que
muito
provavelmente
a
produtividade especifica de metano para os caules de Cynara cardunculus L.
seria superior a 0,3 l/g SV.
No entanto, analisando a redução de SV para os dois ensaios verifica-se que a
remoção de SV é superior no ensaio B em relação ao ensaio final No ensaio B
obteve-se uma remoção de SV igual a 42% e no ensaio final igual a 21%, facto
que está directamente relacionado com a dimensão das partículas utilizadas. No
ensaio B utilizaram-se partículas com dimensões de 40-60 Mesh e no ensaio final
utilizou-se uma fracção grosseira cuja dimensão é de aproximadamente 10 mm.
153
O pré-tratamento mecânico, inerente a estes dois ensaios, permite concluir que a
redução da dimensão das partículas dos caules de Cynara cardunculus L. de 10
mm
para
40-60
Mesh
poderá
ter
contribuído
para
um
aumento
de
aproximadamente o dobro da conversão do carbono existente nos caules de
Cynara cardunculus L.
Verificou-se ainda que a conversão dos caules de Cynara cardunculus L. era
bastante superior quando sujeitos a um pré-tratamento térmico com água e
termoquímico com NaOH. Verificou-se uma remoção de SV igual a 56% quando
os caules, com partículas de dimensões de 40-60 Mesh, foram submetidos a um
pré-tratamento térmico com água. Verificou-se uma remoção de SV superior e
igual a 23% quando os caules, com partículas de dimensões aproximadamente
iguais a 10 mm, foram submetidos a um pré-tratamento termoquímico com
NaOH. Analisando a remoção final SV de cada um dos ensaios verifica-se que
esta é superior quando os caules Cynara são submetidos a um pré-tratamento
mecânico reduzindo a dimensão das partículas a 40-60 Mesh e pré-tratamento
térmico com água. Ao comparar este resultado com o obtido no ensaio final
verifica-se que os problemas sentidos durante o ensaio B contribuíram para
subestimar a produtividade específica de metano dos caules de Cynara. Concluise que a produtividade de metano dos caules de Cynara deverá ser superior a
0,3 l/g SV para as condições do ensaio.
Conclui-se que a adição de reagentes alcalinos contribui para uma melhor
digestibilidade dos caules de Cynara. O NaOH contribuiu para um melhor
conteúdo em metano e uma melhor produtividade específica de biogás e metano.
No entanto, para o ensaio final descrito no ponto (3.3.4), apesar da elevada
produtividade de biogás e metano verificados nos primeiros dias de ensaio, o
conteúdo de metano era bastante reduzido. O pré-tratamento térmico efectuado
com
NaOH
poderá
ter
contribuído
para
uma
inibição
das
bactérias
metanogénicas, contudo o conteúdo de metano voltou a subir ao longo do ensaio
pelo que poderá ter ocorrido uma adaptação do inóculo.
No caso do ião amónio verificou-se uma maior acessibilidade das bactérias
hidrolíticas e fermentativas que conduziu a uma maior disponibilidade de
carbono. Os resultados com o ião amónio são interessantes, contudo a
concentração utilizada conduziu a condições de inibição devido à concentração de
AGVs e de azoto amoniacal medidos no final no ensaio.
154
Os ensaios laboratoriais permitiram ainda concluir que o inóculo utilizado pode
apresentar um défice de microrganismos hidrolíticos e/ou organismos hidrolíticos
produtores de celulases. Verificou-se que a adição de celulases contribui para um
aumento do volume de biogás acumulado e conteúdo de metano.
Outros pré-tratamentos deverão também ser incluídos como, por exemplo, um
pré-tratamento aeróbio utilizando lamas activadas, pré-tratamento utilizando
fungo da podridão braça e ainda ensilagem. A análise dos custos associados a
esta fase de pré-tratamento deverá também ser analisada.
Conclui-se também que a razão de I/S afecta a produtividade específica de
biogás e metano. Verifica-se que a produtividade específica de biogás e metano
aumenta com a diminuição da razão I/S. Ocorre um máximo de produtividade
específica de biogás quando a razão de I/S é igual a 38.9 ml I/ g SV S. No
entanto deverão efectuar-se outros ensaios para tempos de digestão iguais ou
superiores a 30 dias. O efeito da razão de I/S parece estar associado a razão de
C/N. A lama digerida de ETAR apesar de ser referida como inóculo ao longo de
todo o trabalho prático pode ser também considerada como um co-substrato. O
trabalho experimental permite também realçar a importância da co-digestão de
lamas de ETAR com substratos lenhocelulósicos como os caules de Cynara
cardunculus L. A baixa razão de C/N, característica das lamas de ETAR (
primárias,secundárias ou mistas), e a elevada razão de C/N, característica de
substratos lenhocelulosicos, favorecem a utilização dos mesmos como um
substrato de valor acrescentado para a a optimização do processo da DA. Tendo
em conta este factor a Cynara cardunculus L. pode ainda ser considerada como
um co-substrato ou aditivo na digestão anaeróbia de lamas de ETAR contribuindo
para um aumento da produtividade específica de biogás e metano dos digestores
primários ou secundários das ETAR. Em consequência o digerido resultante do
processo poderá ser utilizado como fertilizante dos solos que são utilizados para
o cultivo de Cynara cardunculus L.
155
156
5 Futuros trabalhos de investigação
A Cynara cardunculus L. é uma cultura com diversas vantagens tendo em conta
as características edafoclimáticas existentes no centro, interior e sul de Portugal.
Considerando a sua utilização, por exemplo, como aditivo ou co-substrato em
ETAR e a consequente utilização do digerido sólido como biofertilizante e a
fracção líquida como substituto de água na irrigação de solos é possível garantir
uma maior sustentabilidade de todo o processo de produção de biometano a
partir da DA desta cultura. Outros factores ambientais tais como diminuição da
erosão dos solos, diminuição dos GEE relacionados com a utilização de
fertilizantes, redução do consumo de água na irrigação, redução do dependência
energética em combustíveis fósseis e redução dos respectivos GEE, deverão ser
também analisados de modo a determinar o benefício global de todo o processo
industrial da DA de Cynara cardunculus L. Contudo com base no trabalho
realizado foi possível perspectivar-se a realização de outros trabalhos que
deverão merecer uma maior prioridade tais como:
•
Optimizar o pré-tratamento alcalino com hidróxido de sódio, hidróxido de
amónio e hidróxido de cálcio. Testando o pré-tratamento alcalino à
temperatura ambiente e a diferentes temperaturas com diferentes tempos
de reacção e fazendo variar igualmente a concentração do reagente. Deste
modo, construindo uma matriz que permita seleccionar um ponto ideal
para
este
pré-tratamento,
seleccionando
as
condições
ideais
de
temperatura, concentração do reagente e tempo de reacção em função da
disponibilização dos açucares estruturais.
•
Testar outros pré-tratamentos como fungo da podridão braça e o
tratamento aeróbio com adição de lamas activadas.
•
Testar a ensilagem dos caules secos e verdes com e sem pré-tratamento
mecânico antes da incorporação do material no silo.
•
Efectuar um estudo que relacione todos estes pré-tratamentos e o seu
efeito na produção de biometano. Comparando a sua eficiência na
disponibilização dos açucares estruturais e consequente produção de
biometano. Efectuar ainda uma análise económica e financeira para cada
uma das situações.
•
Testar outras razões de I/S utilizando lamas primárias de ETAR, efluentes
de suinicultura, etc.
157
•
Testar outras razões de I/S utilizando substrato verde proveniente do 1º e
2ºcortes.
•
Construir à escala piloto ou laboratorial reactores e avaliar o seu
funcionamento utilizando partículas de cardo com diferentes dimensões.
158
6 Bibliografia
Ahn, J.; Do, T.: Kim, S.: Hwang, S. (2006)The effect of calcium on the anaerobic
digestion treating swine wastewater, Biochemical Engineering Journal, 30, pp.
33-38.
Alvarez, J., Macé, S., Llabrés, P. (2000), Anaerobic digestión of organic solid
wastes. An overview of research achievements and perspectives, Bioresource
Technology, 74, pp. 3-16.
Alvarez,
R.,
Lidén,
G.
(2008),
The
effect
of
temperature
variation
on
biomethanation at high altitude, Bioresource Technology, 99, pp. 7278-7284.
Amon, T., Amon, B., Kryvoruchko, V., Zollitsch, Mayer,K., Gruber, L. (2006),
Biogas production from maize and dairy cattle manure - Influence of biomass
composition on the methane yield, Agriculture Ecosystems & Environment,
Elsevier, 118, pp. 173-182.
Amon, T. (2007) Potential of Biogas Production from Sustainable Biorefinery
Concepts, In: Biomass Conference, Berlin, Germany.
Angelidaki, I., Ahring, B. (2000), Methods for increasing the biogas potential
from the recalcitrant organic matter contained in manure, Water Science and
Technology, Vol. 14 No3, pp. 189-194.
Austin, G., Blignaut, J., South African National Rural Domestic Biogas Feasibility
Assessment, AGAMA Energy (Pty) Ltd, Prepared for Minister for Development CoOperation The State of Netherlands, 8 November 2007.
Ballesteros, I., Ballesteros, M., Manzanares, P., Negro, M., Oliva, J., Sáez, F.
(2008), Dilute sulfuric acid pretreatment of cardoon for ethanol production,
Biochemical Engineering Journal, 42, pp. 84-91.
Bauer, A., Bösch, P., Friedl, A., Amon, T. (2009), Analysis of methane potentials
of steam-exploded wheat straw and estimation of energy yields of combined
ethanol
and
methane
production,
Journal
of
Biotechnology,
doi:10.1016/j.jbiotec.2009.01.017.
Bohn, I., Björnsson, Mattiasson, B. (2007), The energy balance in farm scale
anaerobic digestion of crop residues at 11-37 ºC, Process Biochemistry, 42,
pp.57-64.
159
Bok, F., Plugge, C., Stams, A. (2003), Interspecies electron transfer in
methanogenic propionate degrading consortia, Water Research, 38, pp 13681375.
Boone, D., Chynoweth, D., Mah, R., Smith, P., Wilkie, C. (1993), Ecology and
Microbiology of Biogasification, Biomass and Bioenergy, 5, pp. 191-202.
Buranov, A., Mazza, G. (2008), Review: Lignin in straw of herbaceous crops,
Industrial Crops and Products, 28, pp. 237-259.
Caparrós, S., Ariza, J., López, F., Nacimiento, J., Garrote, G., Jiménez, L. (2007),
Hydrothermal treatment and etanol pulping of sunflower stalks, Bioresource
Technology, 99, pp. 1368-1372.
Cassidy, D., Hirl, P., Belia, E. (2008), Methane production from ethanol coproducts in anaerobic SBRs, Water Science and Technology, 789, pp. 5.
Chanakya, H., Reddy, B., Modak, J. (2009), Biomethanation of herbaceous
biomass residues using 3-zone plug flow like digesters - A case study from India,
Renewable Energy, 34, pp. 416-420.
Chen, Y., Cheng, J., Creamer, K. (2007), Inhibition of anaerobic digestion
process: A review, Bioresource Technology, doi:10.1016/j.biortech.2007.01.057.
Chynoweth, D. (1992) Global Significance of Biomethanogenesis. In: Global
Environmental Chemistry, Dunnette D and O'Brien (Eds.), ACS Symposium,
Series, 483, pp. 338-351.
Chynoweth, D. P., Isaacson, R. (1987), Anaerobic digestion of biomass, Elsevier
Applied Science (Ed.lit.), London, pp 279 (ISBN 1-85166-069-0).
Chynoweth, D., Jerger, D. (1985), Anaerobic Digestion of Woody Biomass,
Developments in Industrial Microbiology, 26, pp. 235-246, Publication of the
Society for Industrial Microbiology, 1985.Chynoweth, D., Mah, R. (1977),
Bacterial populations and end products during anaerobic sludge fermentation of
glucose, Journal Water Pollution Control Federation, Part 1, pp. 405-412.
Chynoweth, D., Owens, J., Legrand, R. (2001), Renewable methane from
anaerobic digestion of biomass, Renewable Energy, 22, pp. 1-8.
160
Colleran, E., Concannon, F., Golden, T., Geoghegan, F., Crumlish, B., Killilea, E.,
Henry, M., Coates, J. (1992), Use of Methanogeni activity testes to characterize
anaerobic sludges, screen for anaerobic biodegradability and determine toxicity
threshols against individual anaerobic trophic groups and species, Water Science
Technology, 25, pp. 31-40.
Curt, M., Sánchez, G., Fernández, J. (2002), The Potential of Cynara cardunculus
L. for seed oil production in a perennial cultivation system, Biomass and
Bioenergy, 23, pp. 33-46.
Dalianis, C., Panoutsou, P., Dercas, N. (1996), Spanish Thistle Artichoke: Cynara
cardunculus L., under Greek conditions. In: Chartier, P., Ferrero, G.L., Henius,
U.M., Hultberg, S., Sachau, J., Wiinblad, M. (Eds.), Biomass for Energy and
Environment. Elsevier Sci. Ltd, Oxford, pp. 663-668.
Demirel, B. (2009), Laboratory investigations on continuous bio-methanization of
energy
crops
as
mono-substrate
without
suplementation,
Biomass
and
Bioenergy, 33, pp. 988-993.
Donghai, S., Junshe, S., Ping, L., Yanping, L. (2006). Effects of Different
Pretreatment Modes on the Enzymatic Digestibility of Corn Leaf and Corn Stalk.
Chinese Journal Chemical Eng., 14, pp. 796-801.
Duarte, E., Digestão anaeróbia e valorização de efluentes de suinicultura,
dissertação apresentada à Faculdade de Ciências e Tecnologia da Universidade
Nova de Lisboa para obtenção do grau de Doutor em Engenharia do Ambiente,
na especialidade de Sistemas Naturais e suas Tensões Lisboa, E.C.N.F.A.D.,
1991.
Falleh, H., Ksouri, R., Chaieb, K., Karray-Bouraoui, N., Trabelsi, N., Boulaaba,
M., Abdelly, C. (2008), Phenolic composition of Cynara cardunculus L. organs,
and their biological activities, Comptes Rendus Biologies, 331, pp. 372-379.
Fernández, J.. Curt, M. (1994) Estimate cost of thermal power from Cynara
cardunculus L. biomass in Spanish conditions. Aplication to electricity production.
In: Biomass for Energy, Environment Agriculture and Industry, Ph. Chartier, A.
A. C. M. Beenackers and G. Grassi (Eds) Elsevier Sci. Limited (Publ, Oxford, pp.
342-350 (ISBN 0-08-042135)
Fernández, J., Curt, M., Aguado, P. (2006), Industrial applications of Cynara
cardunculus L. for energy and other uses, Industrial crops and Products, 24, pp.
222-229.
161
Fernández, J., Curt, M., Low-Cost Biodiesel from Cynara oil, 2nd World
Conference and Exhibition on Biomass for Energy, Industry and Climate
Protection, 10-14 May 2004, Roma, Italy.
Franco, C., Gulyurtlu, I., Abelha, P., Monsanto, M., Dias, M., Lopes, H., André, R.
(2007), Resultados da gasificação e combustão do cardo em leito fluidizado,
Culturas energéticas no espaço atlântico: Oportunidades de implementação em
larga escala, Seminário “Culturas energéticas, Biomassa e Biocombustíveis”, 7 de
Dezembro, 2007, Évora.
Garrote, G., Falqué, E., Domínguez, H., Parajó, J. (2007), Autohydrolysis of
Agricultural residues: Study of reaction byproducts, Bioresource Technology, 98,
pp. 1951-1957.
Gerhardt, M., Pelenc, V., Ringpfeil, M., Bäuml, M., Optimisation of Agricultural
Biogas Production Plants By Application of Hydrolytic enzymes, Biopract GmbH,
papel commercial, European Biomass Conference, Berlin, 2007.
Gerin, P., Vliegen, F., Jossart, J. (2007), Energy and CO2 balance of maize and
grass as energy crops for anaerobic digestion, Bioresource Technology, pp. 1-8.
Gominho, J., Fernandez, J., Pereira, H. (2001), Cynara cardunculus L. - a new
fibre crop for pulp and paper production, Industrial Crops and products, 13, pp.
1-10.
Gominho, J., Lourenço, A., Curt, M., Fernández, J., Pereira, H. (2008),
Characterization of hairs and pappi from Cynara cardunculus capitula and their
suitability for paper production, Industrial crops and Products, pp. 1-10.
Gunaseelan , V. N. (1995), Effect of Inoculum/substrate ratio and pretreatments
on Methane yield from Parthenium, Biomass and Bioenergy, 8, pp.39-44.
Gunaseelan, V. (1997), Anaerobic digestion of Biomass for methane production:
a Review, Biomass and Bioenergy, 13, pp. 83-114.
Gunaseelan, V. (2008), Biomass estimates, characteristics, biochemical methane
potential, kinetics and energy flow from Jatropha curcus on dry lands, Biomass
and Bioenergy, doi:10.1016/j.biombioe.2008.09.002.
Gunaseelan, V. (2009), Predicting ultimate methane yields of Jatropha curcus
and Morus indica from theirs chemical composition, Bioresource Technology, 100,
pp. 3426-3429
162
Hartmann, H., Angelidaki, I., Ahring,
B. (2000), Increase
of anaerobic
degradation of particulate organic matter in full-scale biogas plants by
mechanical maceration, Water Science and Technology, Vol 41, Nº3, pp. 145153.
Hendriks, A., Zeeman, G. (2009), Review: Pretreatments to enhance the
digestibility of lignocellulosic biomass, Bioresource Technology, 100, pp. 10-18.
Hu, Z., Wang, G., Yu, H. (2004), Anaerobic degradation of cellulose by rumen
microorganisms at various pH values, Biochemical Engineering Journal, 21, pp.
59-62.
Hu, Z., Yo, H. (2005), Application of rumen microorganism for enhanced
anaerobic fermentation of corn stover, Process Biochemistry, 40, pp. 2371-2377.
Jegannathan, K., Chan, E., Ravindra, P. (2009), Harnessing Biofuels: A global
Renaissance in energy production?, Renewable and Sustainable Energy Reviews,
doi:10.1016/j.rser.2009.01.012.
Jerger, D., Chynoweth, D., Isaacson, H. (1987), Anaerobic Digestion of Sorghum
Biomass, Biomass, 14, pp. 99-113.
Jingura, R., Matengaifa, R. (2009), Optimization of biogas production by
anaerobic digestion for sustainable energy development in Zimbabwe, Renewable
and Sustainable Energy Reviews, 13, pp. 116-1120.
Jørgensen, H., Kristensen, J. B., Felby, C. (2007, Enzymatic conversion of
lignocelluloses into fermentable sugars: challenges and opportunities, Biofuels
Bioproducts & Biorefining, 1, pp. 119-134.
Kamm, B., Kamm, M. (2007), International biorefinery systems, Pure Applied
Chemistry, 79, Nº 11, pp. 1983-1997.
Katuwal, H., Bohara, A. (2009), Biogas: A promising renewable technology and
its impact on rural households in Nepal, Renewable and Sustainable Energy
Reviews, 13, pp. 2668-2674.
Klocke, M., Nettmann, E., Bergmann, I., Mundt, K., Souidi, K., Mumme, J., Linke,
B. (2007), Characterization of the methanogenic Archaea within two-phase
biogas reactor systems operated with plant biomass, Systematic and Applied
Microbiology, 31, pp. 190-205.
163
Kohlmann, K., Westgate, P., Velayudhan, A., Weil, J., Sarikaya, A., Brewer, M.,
Hendrickason, R., Ladish, M. (1995), Enzyme conversion of lignocellulosic plant
materials for resource recovery ina controlled ecological life support system,
Advances in Space Resource, Vol. 18, Nº ½, pp. 251-265.
Lehtomäki, A., Huttunen, S., Rintala, J.A. (2007a), Laboratory investigations on
co-digestion of energy crops residues with cow manure for methane production:
Effect of crop to manure ratio, Resources, Conservation and Recycling, 51, pp.
591-609.
Lehtomäki, A., Huttunenm S., Lehtinen, T. (2007b), Anaerobic digestion of grass
silage in batch leach bed processes for methane production, Bioresource
Technology, 99, pp. 3267-3278.
Liu, C., Wyman, C. (2005), Partial flow of compressed-hot water through corn
stover to enhance hemicellulose sugar recovery and enzymatic digestibility
cellulose, Bioresource Technology, 96, pp. 1978-1985.
Lue-Hing, C., Zenz, D., Tata, P., Kuchenrither, R., Malina, J., Sawyer, B. (1998),
Municipal Sewage Sludge Management: A reference text on processing,
utilization and disposal, Water Quality Management Library, 2nd ed., v. 4, U.S.A ,
pp. 790. (ISBN: 1-56676-621-4).
Martins, M., Lima, N., Silvestre, A., Queiroz, M. (2003), Comparative studies of
fungal degradation
of
single
or
mixed
bioaccessible
reactive
azo
dyes,
Chemosphere, 52, pp. 967-973.
Mata-Alvarez, J. (1987), A dynamic simulation of a two-phase anaerobic
digestion system for solid wastes, Biotechnol & Bioengineer, 30, pp. 189-199.
Misi, S., Forster, C. (2001), Batch co-digestion of multi-component agro-wastes,
Bioresource Technology, 80, pp. 19-28.
Mladenovska, Z., Hastmann, H., Kvist, T., Sales-Cruz, M., Gani, R., Ahring, B.
(2006), Thermal pretreatment of the solid fraction of manure: impact on the
biogas
reactor
performance
and
microbial community, Water
Science
&
Technology, 53, Nº8, pp. 59-67.
Moosbrugger, R. (2009), Method to determine the Volatile Fatty Acids and
Alkalinity: 5 pH point titration, Veolia Water Solutions & Technologies. Método
cedido pelo próprio investigador apenas para fins de investigação.
164
Mosier, N., Hendrickson, R., Ho, N., Sedlak, M., Ladisch, M. (2005a).
Optimization of pH controlled liquid hot water pretreatment of corn stover.
Bioresource Technology, 96, pp. 1986-1993.
Mosier, N., Wymaccn, C., Dale, B., Elander, R., Lee, Y., Holtzapple, M., Ladish,
M.
(2005b).
Features
of
promising
technologies
for
pretreatment
of
lignocellulosic biomas. Bioresource Technology, 96, pp. 673-686.
Mshandete, A., Björnsson, L., Kivaisi, A., Rubindamayugi, S., Mattiasson, B.
(2005a), Enhancement of anaerobic batch digestion of sisal pulp waste by
mesophilic aerobic pre-treatment, Water Research, 39, pp. 1569-1575.
Mshandete, A., Björnsson, L., Kivaisi, A., Rubindamayugi, M., Mattiasson
(2005b), B., Effect of particle size on biogas yield from sisal fibre waste,
Renewable Energy, 31, pp. 2385-2392.
Mshandete, A., Kivaisi, A., Rubindamayugi, M., Mattiasson, B. (2004), Anaerobic
batch co-digestion of sisal pulp and fish wastes, Bioresource Technology, 95, pp.
19-24.
Murphy, J., Power, N. (2009), Technical and economic analysis of Biogas
production in Ireland uitilising three different crop rotations, Applied Energy, 86,
pp. 25-36.
Ortega, G., Cynara cardunculus L. Plant Resources,
Proceedings of the sixth
international symposium on artichoke, cardoon and their wild relatives, 2007.
Pakarinen, O., Lehtomäki, A., Rissanen, S., Rintala, J. (2008), Storing Energy
crops for methane production: Effects of solids content and biological additive,
Bioresource Technology, 99, pp. 7074-7082.
Palmowski, L., Müller, J. (2000), Influence of the size reduction of organic waste
on their anaerobic digestion, Water Science and Technology, Vol 41, Nº 3, pp.
155-162.
Pereira, H., Gominho, J., Miranda, I., Paes, S. (1994), The chemical composition
and Raw-material quality of Cynara Cardunculus L. biomass as a pulp fibre
source, In: Hall, D.O., Grassi, G. Scheer, H. (Eds.), Biomass for Energy and
Industry. Ponte Press. Bochum, pp. 1133-1137.
Prochnow, A., Heiermann, M., Plöchl, M., Linke, B., Idler, C., Amon, T., Hobbs, P.
(2009), Bioenergy from permanent grassland - A review: 1. Biogas, Bioresource
Technology, 100, pp. 4931-4944.
165
Raccuia, S., Melilli, M. (2007), Biomass and grain oil yield in Cynara cardunculus
L. genotypes grown in a Mediterranean environment, Field Crops Research, 101,
pp. 187-197.
Rowell, R. M., Pettersen, R., Han, J. S., Rowell, J. S., Tshabalala, M. A.,
Handbook of Wood Chemistry and Wood Composites: Chapter 3, CRC Press LLC,
2005.
Santino, B., Desenvolvimento de um processo tecnológico inovador para o
tratamento dos efluentes do processamento de sementes de alfarroba, Lisboa,
S.D.B., 2006.
Seiffert, M., Kaltschmitt, M., Miranda, J. (2008), The biomethane potential in
Chile, Biomass & Bioenergy, doi:10.1016/j.biombioe.2008.09.005.
Shelton, D., Tiedje, J. (1984), General method for determining Anaerobic
Biodegradation Potential, Applied and Environmental Microbiology, 47, pp.850857.
Siegert, I., Banks, C. (2005), The effect of volatile fatty acid additions on the
anaerobic
digestion
of cellulose
and glucose
in batch reactors, Process
Biochemistry, 40, pp. 3412-3418.
Standard Methods for the examination of Water and Wastewater (1998). 20th
Edition. APHA, AWWA, WEF.
Sullivan, C., Burrel, P., Clarke, W., Blackall, L. (2005), Comparison of cellulose
solubilization
rates
in
rumen
and
landfill
leachate
inoculated
reactors,
Bioresource Technology, 97, pp. 2356-2363.
Sullivan, C., Burrel, P., Clarke, W., Blackall, L. (2008), The effect of Biomass
density on cellulose solubilization rates, Bioresource Technology, pp. 4723-4731.
Tilche, A., Galatola, M. (2008), The potential of bio-methane as bio-fuel/bioenergy for reducing greenhouse gas emissions: a qualitative assessment for
Europe in a life cycle perspective, Water Science and Technology, 53, pp. 10.
Turick, C., Peck, M., Chynoweth, D., Jerger, D., White, E., Zsuffa, L., Kenney, W.
(1991), Methane fermentation of Woody Biomass, Bioresource Technology, 37,
pp. 141-147.
Urban, F., Benders, R., Moll, H. (2009), Energy for Rural India, Applied Energy,
doi:10.1016/j.apenergy.2009.02.018.
166
Voolapalli, R., Stuckey, D. (2000), Hydrogen production in anaerobic reactors
during shock loads - Influence of formate production and H2 Kinetics, Water
research, 35, pp. 1831-1841.
Walker, M., Zhang, Y., Heaven, S., Banks, C. (2009), Potential errors in the
quantitative evaluation of biogas production in anaerobic digestion processes,
Bioresource Technology, doi:10.1016/j.biortech.2009.07.018.
Wang, G., Gavala, H., Skiadas, I., Ahring, B. (2009a), Wet explosion of wheat
straw and codigestion with swine manure: Effect on the methane productivity,
Waste Management, doi:10.1016/j.wasman.2009.07.004.
Wang, Y., Zhang, Y., Wang, J., Meng, L. (2009), Effects of volatile fatty acid
concentrations on the methane yield and methanogenic bacteria, Biomass and
Bioenergy, doi:10.1016/j.biombioe.2009.01.007.
Ward, A., Hobbs, P., Holliman, Hobbs, P., Holliman, P., Jones, D. (2008),
Optimisation of the anaerobic digestion of agricultural resources, Bioresource
Technology, 99, pp. 7928-7940.
Wyman, C., Dale, B., Elander, R., Holtzapple, M., Ladisch, M., Lee, Y. (2005),
Coordinated
development
of
leading
biomass
pretreatment
technologies,
Bioresource Technology, 96, 1959-1966.
Yadvika, Santosh, Sreekrishnan, T., Kohli, S, Rana, V. (2004), Enhancement of
Biogas production from solid substrates using different techniques - a review,
Bioresource Technology, 95, pp. 1-10.
Yang, B., Wyman, C. (2008), Characterization of the degree of polymerization of
xylooligomers produced by flowthrough hydrolysis of pure xylan and corn stover
with water, Bioresource Technology, 99, pp. 5756-5762, Elsevier.
Yiridoe, E., Gordon, R., Brown, B. (2009), Nonmarket cobenefits and economic
feasibility of on-farm biogas energy production, Energy Policy, 37, pp. 11701179.
Zhang, X., Hongbo, Y., Huang, H., Liu, Y. (2007), Evaluation of biological
pretreatment with rot fungi for the enzymatic hydrolysis of bamboo culms,
International Biodeterioration & Biodegradation, 60, pp. 159-164.
Zheng, M., Li, X., Li, L., Yang, X., He, Y. (2009), Enhancimg anaerobic
biogasification of corn stover through wet state NaOH pretreatment, Bioresource
Technology, 100, pp. 5140-5145.
167
6.1 Referências electrónicas
Add-net (The European Anaerobic Digestion Network) - EU-Statistics – 2005:
 http://www.adnett.org.
ATB (Institut für Agrartechnik Potsdam), Novel high rate system for biogas
production from energy crops, Innovations at the Leibniz Institute for Agricultural
Engineering Potsdam-Bornim (ATB), 2009:
 http://www.atb-potsdam.de.
Baxter, D., European Commission (Joint Research Centre), IEA Task 37
Presentation, 2009:
 http://www.iea-biogas.net/publicationsreports.htm.
CONCAWE (Well-to-Wheels analysis of future automotive fuels and powertrains
in the European context), 2007:
 http://ies.jrc.ec.europa.eu/WTW.
CONCAWE (Well-to-Wheels analysis of future automotive fuels and powertrains
in the European context), WELL-TO-TANK Report Version 3.0, 2008:
 http://ies.jrc.ec.europa.eu/WTW.
Derenzo, S., Aldeia, W., Estudo das condições operacionais da etapa de extração
de proteína do capim elefante (pennisetum purpureum schum), utilizado como
fonte energetica, Encontro de Energia no Meio Rural, 2000, Brasil, 2000:
 http://www.proceedings.scielo.br/scielo.php?script=sci_arttext&pid=MSC0
000000022000000100033&lng=en&nrm=iso.
EC (European Comission), Agriculture and rural development, 2009:
 http://ec.europa.eu.
IEA Bioenergy (International Energy Agency)- Publications reports: Country
reports of member countries in 2007 and 2006, 2007:
 http://www.iea-biogas.net (pdf's).
ISO 11734:1995 (International Standard), EC (European Comission), Agriculture
and rural development, 2009:
 http://ec.europa.eu.
168
KJEMI(KJEMISK INSTITUTT-Universitetet I Oslo), Publications on Pectin, 2009:
 www.kjemi.uio.no/Polymerkjemi/Research/Pectin.htm.
Jerger, D., Conrad, J., Fannin, K., Chynoweth, D., Biogasification of Woody
Biomass, Institute of Gas Technology publication, Chicago, 1982:
 http://www.agen.ufl.edu/~chyn/index.htm.
Le Barométre du biogaz- 5 MTEO Produits en 2005 -EurObserv'er , 2006:
 http://www.energies-renouvelables.org (pdf).
Lehtomäki, A.2006, Biogas Production from Energy Crops and Crop residues,
Dissertation, Jyväskyla Studies in Biological and Environmental Science, 163, pp.
9, 2006:
 http://dissertations.jyu.fi/studbiol/9513925595.pdf).
Magenta, M., Morfologia e Anatomia dos vegetais, Universidade de Santa Cecilia,
2009:
 http://professores.unisanta.br/maramagenta/celulavegetal.asp.
Mathieu, D., Biogas in the Netherlands experiences and visions, SenterNovem,
IEA Task 37 Presentation, 2009:
 http://www.iea-biogas.net/publicationsreports.htm.
NREL (National Renewable Energy Laboratory), Biomass Research Center,
Images, 2009:
 http://www.nrel.gov.
Persson, M. - Evaluation of upgrading techniques for biogas - Report SGC 142,
Swedish Gas Centre, 2003:
 http://www.sgc.se.
Petersson, A., Country Report: Sweden by SGC (Swedish Gas Centre), IEA Task
37 Presentation, 2009:
 http://www.iea-biogas.net/publicationsreports.htm.
SIGMA (SIGMA-ALDRICH), Carbohydrate Analysis, 2009:
 http://www.sigmaaldrich.com.
169
Srivastava, V., Fannin, K., Chynoweth, D., Frank, J., Improved Efficiency and
Stable Digestion of Biomass in Nonmixed UpFlow Solids Reactors, Institute of
Gas Technology, Chicago, 1988:
 http://www.agen.ufl.edu/~chyn/Webpagecurrent/publications_dc.htm.
Weiland, P., Country Report: Germany, IEA Task 37 Presentation, 2009:
 http://www.iea-biogas.net/publicationsreports.htm.
170
Anexos
Figura A 1- Recolha de amostras durante os ensaios de 2000 ml (A- ponto de amostragem; BVálvula; C- Sistema SGE)
171
Figura A 2- Garrafão de 5l utilizado como gasómetro (A- Entrada do biogás; B- Saída da água)
Figura A 3- Comparação da colmatação nos Tubos de recolha de biogás dos reactores 1 (esquerda)
e 2 (direita) no ensaio A
172
Figura A 4- Dimensão das partículas do substrato utilizado pré-tratado (esquerda) e não tratado
(direita)
Figura A 5- Cor do liquido da mistura no reactor 1 decorridos dois dias de ensaio
173
Figura A 6- Cor do liquido da mistura no reactor 1 decorridos dez dias de ensaio
174